Vol. 32 – 2006 - Ecologia Mediterranea

ecologia 

mediterranea 

Vol. 32 – 2006 

Revue internationale d’écologie méditerranéenne 

Mediterranean Journal of Ecology 

Editor-in-Chief: Pr. Thierry Dutoit 

Institut méditerranéen d’écologie et de paléoécologie (IMEP) Naturalia Publications 

Mediterranean Institute of Ecology and Paleoecology

ecologia mediterranea 

Editeur-in-Chief : Pr. Thierry Dutoit 

UMR CNRS IRD IMEP 

Université d’Avignon, IUT 

Site Agroparc BP 1207 

84911 Avignon Cedex 09 

France 

Associate editors (UMR CNRS 6116 IRD IMEP) 

Dr. Alex Baumel (Dynamique et génétique des 

populations), Universite Paul Cézanne. 

Dr. Brigitte Talon (Pédo-anthracologie, écologie des 

écosystèmes forestiers), Universite Paul Cézanne. 

Dr. Bruno Fady (Génétique des populations, écosystèmes 

forestiers), INRA, Avignon. 

Dr. Cécile Claret (Ecologie des invertébrés aquatiques, 

hydrobiologie), Universite Paul Cézanne. 

Dr. Elise Buisson (Ecologie de la restauration, interactions 

biotiques), Universite Avignon. 

Dr. Eric Vidal (Interactions biotiques faune-flore, 

ornithologie, mammalogie). Universite Paul Cézanne. 

Dr. Frédéric Guittet (Palynologie), Universite Paul 

Cézanne. 

Pr. Frédéric Médail (Biogéographie, biologie de la 

conservation). Universite Paul Cézanne. 

Dr. Isabelle Schwob (Bio-indicateurs, écophysiologie 

végétale), Universite Provence. 

Dr. Jérôme Orgeas (Ecologie des invertébrés terrestres), 

Universite Paul Cézanne. 

Dr. Philippe Ponel (Paléoécologie, écologie des invertébrés 

terrestres), CNRS, Universite Paul Cézanne. 

Dr. Raphaël Gros (Ecologie et microbiologie des 

sols), Universite Paul Cézanne. 

Pr. Thierry Dutoit (Ecologie des communautés 

végétales), Universite Avignon. 

Pr. Thierry Gauquelin (Dendroécologie, écologie 

méditerranéenne), Universite Provence. 

Review board 

Dr. James Aronson, Montpellier, France 

Pr. Marcel Barbero, Marseille France 

Dr. Margaret Brock, Armidale Australia 

Dr. Marc Cheylan, Montpellier, France 

Dr. Max Debussche, Montpellier, France 

Dr. Glenn A. Goodfriend, Washington, USA 

Dr. Patrick Grillas, Arles ,France 

Dr. Joël Guiot, Marseille, France 

Dr. Richard J.Hobbs, Midland, Australia 

Pr. Serge Kreiter, Montpelllier, France 

Pr. Edouard Le Floc’h, Montpellier, France 

Pr. N.S. Margaris, Mytilene, Greece 

Dr. Carlos Ovalle, Chillàn Chile 

Pr. Franco Pedrotti, Camerino, Italy 

Dr. Juan M. Pleguezuelos, Granada, Spain 

Dr. Philippe Ponel, Marseille, France 

Dr. Roger Prodon, Banyuls, France 

Pr. Dave M. Richardson, Cape Town, South Africa 

Dr. F. Xavier Sans i Serra, Universitad de Barcelona, 

Spain 

Pr. Avi Schmida, Jerusalem, Israel 

Dr. Carlo Urbinati, Legnaro Italy 

ISSN 0153-8756 

Instructions to authors 

ecologia mediterranea publishes original research 

reports and syntheses in the fields of fundamental and 

applied ecology of Mediterranean areas, except for 

descriptive articles or articles about systematic. The editors 

of ecologia mediterranea invite original contributions 

in the fields of: bioclimatology, biogeography, conservation 

biology, restoration ecology, populations 

biology, genetic ecology, landscape ecology, community 

ecology, microbial ecology, vegetal and animal ecology, 

ecophysiology, palaeoecology, palaeoclimatology, 

except marine ecology. Symposium proceedings, review 

articles, methodological notes, book reviews, Ph. D. thesis 

abstracts and comments on recent papers in ecologia 

mediterranea are also published. 

Manuscript reviews 

Manuscripts are reviewed by appropriate referees, or by 

members of the Editorial Board, or by the Editors. The 

final decision to accept or reject the manuscript is made 

by the Editors. Please send an electronic copy of your 

manuscript (doc or rtf files) to our journal 

(thierry.dutoit@univ-avignon.fr). When the article is 

accepted, the authors should take reviewer’s comments 

into consideration. They will send back to the journal 

Editorial Office, within 3 months, an electronic copy of 

the corrected manuscript (doc or rtf). Pass this delay, the 

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be returned to the journal Editorial Office without delay. 

Books and monographs to be reviewed must be submitted 

to the Editor-in-chief. 

Manuscript preparation 

TEXT 

Manuscripts (typewritten with double spacing and A4 

size for paper) should be preferably written in French, 

English. If the language is not English, you should join 

an English short version and English titles of figures and 

tables. The manuscript must be complete: e.g. French 

and English titles, author(s) and address(es), French and 

English abstracts, an English short version (if English is 

not the language used in the article), key-words, text, 

references, acknowledgements, figures and tables. For 

research papers, the text should normally consist of 4 

sections: introduction, methods, results, discussion. In 

typing the manuscript, please clearly distinguish titles 

from others paragraphs. Titles and subtitles should not 

be numbered. Avoid letters to number subtitles. Use 

lower-case letter type for names. Do not underline any 

word. In English, there is one blank after any punctuation, 

never before. Copy editing of manuscripts is performed 

by the journal. 

AUTHORS 

The email address of the corresponding author should 

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should be specified. The first time, please precise the 

complete address of the correspondent author to which 

the proofs should be sent. 

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Abstracts should be no longer than 300 words. The English 

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REFERENCES 

All publications cited in the text should be presented in 

a list of references following the text of the manuscript. 

The list of references should be arranged alphabetically 

on author’s names, and chronologically for each author. 

You should abbreviate the titles of periodicals mentioned 

in the list of references (except if you are not sure of it). 

Check the manuscripts to make sure that all references 

are cited and that all citations in the text are included in 

the references. Use following system to write the references: 

Journal article 

Andow D.A., Karieva P., Levin S.A. & Okubo A., 1990. 

Spread of invading organisms. J. Ecol. 4: 177-188. 

Book 

Harper J.L., 1977. Population biology of plants. Academic 

Press, London. 300 p. 

Book chapters: 

May R.M., 1989. Levels of organisation in ecology. In: 

Cherret J.M. (ed.), Ecological concepts. Blackwell Scientific 

Public. Oxford: 339-363. 

Conference proceedings 

Grootaert P., 1984. Biodiversity in insects, speciation 

and behaviour in Diptera. In: Hoffmann M. & Van der 

Veken P. (eds), Proceedings of the symposium on “Biodiversity: 

study, exploration, conservation”. Ghent, 

18 November 1992: 121-141. 

CITATIONS IN-TEXT 

The words “figures” and “tables” announced in-text 

should be written in extenso and with lower-case letter 

type. In the text refer to the author’s name and year of 

publication (followed by pages only if it is a quotation). 

If a publication is written by more than two authors, the 

name of the first author should be used followed by “et 

al.” (this indication, however, should never be used in 

the list of references: first author and co-authors should 

be mentioned in it). Examples: “Since Dupont (1962) 

has shown that…”, or “This is in agreement with previous 

results (Durand et al. 1990; Dupond & Dupont 

1997)…”. 

ABBREVIATES, NOMENCLATURE 

AND LATIN WORDS 

Explanation of a technical abbreviate is required when 

the first use. International convention codes for nomenclature 

should be used. Latin words should be in italic 

(et al., a priori, etc.), particularly for plants or animals’denomination 

(the first time, please precise author’s 

name: for example, Olea europaea L.). 

FIGURES AND TABLES 

All illustrations should be submitted separately and they 

should be preceded by the figures and tables legends on 

a separate page. Figures and tables should be sent ready 

to be printed so their size should be 16 x 22 cm or 8 x 

22 cm maximum. All the illustrations being in-text 

should be cited, increasing numbered, and should have 

a legend. Computerised table columns should not be represented 

by signs (: or |). 

REPRINTS 

Twenty-five reprints and a pdf version will be supplied 

free of charge. By request, additional reprints can be 

ordered with charge.

ecologia mediterranea 

Revue internationale d’écologie méditerranéenne 

Mediterranean Journal of Ecology 

Sommaire/Contents 

ecologia mediterranea – Vol. 32 – 2006 

Vol. 32 – 2006 

Éditorial – Editorial 

Une nouvelle version d’ecologia mediterranea en 2006 

T. DUTOIT (éditeur en chef) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3 

L’effet du feu sur la composition des pinèdes de Pinus halepensis Mill. 

dans le nord de la forêt de Bou-Taleb, Algérie 

A. MADOUI, J.-M. GEHU, D. ALATOU . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5 

Écologie trophique de la Cigogne blanche (Ciconia ciconia) 

et du Héron garde-bœufs (Bubulcus ibis) en Kabylie (Algérie) 

M. BOUKHEMZA, N. BOUKHEMZA-ZEMMOURI, J.-F. VOISIN, B. BAZIZ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15 

Priority Zones for Mediterranean protected agro sylvo pastoral landscapes 

M. TERZI, M. MARVULLI . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29 

A preliminary overview of the effects of seasonal drought 

and animal pressure around watering points on plant species 

using adaptative strategy analyses in the Tunisian arid zone 

M. TARHOUNI, A. OULED BELGACEM, B. HENCHI, M. NEFFATI . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39 

Recherches sur les peuplements de macroinvertébrés 

des cours d’eau du Liban méridional (Aouali et Damour). 

Analyse biocénotique et essai de biotypologie 

A. DIA . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49 

Évolution des habitats et changement climatique : 

quelles conséquences pour les populations de Lézard ocellé, 

Lacerta lepida (Saurien, Lacertidés), en limite nord de répartition ? 

P. GRILLET, M. CHEYLAN, F. DUSOULIER . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 63 

Comparaison et phytoécologie des Atriplexaies en Oranie (Algérie) 

R. ABOURA, D. BENMANSOUR, N. BENABADJI . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 73 

Heavy Metals in Tailings,Soils and Vegetation 

of an Abandoned Lead Mine Land in Morocco 

B. BAGHDAD, M. NAIMI, A. BOUABDLI, P. SONNET, S. LUTTS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 85 

Résumés de thèses – Ph. D summaries 

Catherine BRETON, Maria Guadalupe PULIDO AVILA, 

Katia DIADEMA, Karen BOURGEOIS, Vincent OLLIVIER, 

Remy ALBRECHT, Corinne COQUET . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92 

1

Remerciements 

Le comité éditorial de la revue remercie les collègues 

qui ont participé à ce numéro pour leurs conseils, 

corrections et avis. 

D r Céline DUHEM, université Paul Cézanne, Marseille 

D r Élise BUISON, université d’Avignon, IUT 

D r Éric VIDAL, université Paul Cézanne, Marseille 

D r Errol VÉLA, université Paul Cézanne, Marseille 

D r Esperanza URSÚA SESMA, université de Barcelone, Espagne 

D r Gérard DE BELAIR, université d’Annaba, Algérie 

D r Isabelle LAFFONT-SCHWOB, université de Provence, Marseille 

D r Jacques RABIER, université de Provence, Marseille 

D r Jérôme ORGEAS, université Paul Cézanne, Marseille 

D r Juan M. PLEGUEZUELOS, université de Grenade, Espagne 

D r Loic MARION, CNRS, Rennes 

D r Lucien TESSIER, CNRS, Marseille 

D r Rathgeber CYRILLE, INRA, Nancy 

D r Régine VERLAQUE, CNRS, Marseille 

D r Toni SÁNCHEZ-ZAPATA, université Miguel Hernández, Alicante, Espagne 

P r Jean GIUDICELLI, université Paul Cézanne, Marseille 

P r Thierry DUTOIT, université d’Avignon, IUT 

P r Thierry TATONI, université Paul Cézanne, Marseille 

© ecologia mediterranea 

Fabrication : Transfaire, 04250 Turriers 

Imprimé en Europe

Pr Thierry DUTOIT 

Éditeur en chef 


Éditorial 

Avec le volume 32 de l’année 2006, ecologia mediterannea entame un 

nouveau tournant grâce à une nouvelle collaboration avec Naturalia 

Publications (http://www.naturalia-publications.com). Suite à la fin de 

notre collaboration avec Édisud qui ont soutenu la parution de huit 

fascicules entre 2002 et 2005, le professeur Frédéric Médail, éditeur en chef 

de la revue entre 2000 et 2005, a souhaité me passer le relais pour les 

années à venir. Ce passage de témoin a également été l’occasion d’un 

renforcement du comité éditorial composé essentiellement de chercheurs et 

d’enseignants-chercheurs de l’UMR CNRS IRD 6116 IMEP (Institut méditerranéen 

d’écologie et de paléoécologie). Tout le comité éditorial se joint à moi pour 

rendre hommage au travail considérable de Frédéric Médail au cours des six 

dernières années. Il a notamment maintenu le régime de parution de notre 

revue, professionnalisé sa mise en forme, animé le comité éditorial et assuré 

de nombreuses tâches ingrates relatives à la parution d’un journal 

scientifique dans un contexte difficile. Sans lui, la revue n’aurait pu se 

maintenir et espérons que nous pourrons prolonger son investissement. 

Cette reprise n’aurait pas non plus été possible sans le soutien du Pr Thierry 

Tatoni, directeur de l’UMR CNRS IRD 6116 IMEP qui avait déjà donné une 

nouvelle impulsion à la revue en 1996. De même, les contacts ont pu être 

établis avec Naturalia Publications grâce au travail prospectif du Dr Élise 

Buisson. Merci à eux pour leur soutien et leur investissement. L’université 

d’Avignon, nouvelle tutelle de l’UMR au 1er janvier 2008, soutient également 

cette revue, et son service communication devrait mettre en ligne un site 

internet entièrement consacré à ecologia mediterranea en 2009. À terme, 

nous espérons que tous les articles publiés depuis 1975 seront 

téléchargeables sur ce site. 

Ecologia mediterranea demeure à ce jour la seule revue scientifique 

d’écologie méditerranéenne. Elle constitue toujours une passerelle entre les 

deux rives de la Méditerranée au regard de l’origine des articles publiés qui 

se partagent pour moitié entre le Maghreb et l’Europe du Sud. Notre objectif 

demeure de publier des travaux à l’interface entre écologie et biologie de la 

conservation sensu lato dans le domaine méditerranéen. Nous invitons donc 

tous les auteurs potentiels à nous soumettre leur manuscrit et notamment 

nos collègues d’Afrique du Sud, de Californie, du Chili et d’Australie dont les 

contributions nous font encore défaut. Le comité éditorial d’ecologia 

mediterranea s’est prononcé pour le maintien d’une version papier bilingue 

(français, anglais) permettant également la publication de tableaux de 

données en annexes qui constituent d’importantes sources pour les 

collègues du futur. Nos objectifs pour les années à venir sont de relancer le 

flux de soumission d’articles et de parvenir de nouveau à la publication de 

deux fascicules par an. Nous espérons que tous les membres de l’IMEP seront 

les porte-drapeaux de la revue de leur UMR, qu’ils auront à cœur d’y publier 

leurs travaux ou ceux des étudiants qu’ils encadrent. Que lors de leur 

participation aux congrès nationaux et internationaux, ils penseront à 

diffuser l’information sur l’existence de notre revue. Sans ce soutien, nous 

ne pourrons amplifier l’impact de notre revue au niveau international et 

envisager un jour son indexation. 

3

L’effet du feu sur la composition 

des pinèdes de Pinus halepensis Mill. 

dans le nord de la forêt de Bou-Taleb, Algérie 

Fire effects on the composition of Pinus halepensis communities 

in the North of Bou-Taleb forest, Algeria 

Résumé 

L’effet du feu sur la composition des pinèdes à 

Pinus halepensis Mill. du versant nord de la 

forêt domaniale de Bou-Taleb (Algérie) a été 

étudié par la méthode des tableaux. Des relevés 

floristiques ont été réalisés selon la méthode 

sigmatiste dans des pinèdes brûlées par des feux 

sauvages à différentes dates. D’autres relevés 

réalisés dans des peuplements non brûlés ont 

été pris pour témoin. La méthode comparative 

a montré une reconstitution progressive des 

pinèdes sans variation dans leur composition 

floristique. Ce sont les mêmes espèces qui existaient 

avant le feu qui réapparaissent après. 

Cette reconstitution se réalise par trois groupes 

d’espèces. Le premier groupe se rencontre à 

l’état juvénile, il est dominé par les thérophytes ; 

le deuxième caractérise les états adultes, il est 

représenté essentiellement par les chaméphytes 

et les nanophanérophytes ; le dernier correspond 

à des espèces indifférentes au passage du 

feu et qui se rencontrent à tous les stades 

(+ 76 %). Une comparaison entre les différents 

états en utilisant le coefficient de similitude de 

Sörensen montre une grande variation entre 

l’état II (4 ans) et l’état IV (33 ans – témoin), avec 

un coefficient de 38,29 %, il atteint son maximum 

aux stades III (7-8 ans après feu) et IV (33 

ans et témoin) avec un coefficient de 59,37 %. 

Cependant cette similitude floristique est beau- 

Mots clés : feu de forêts, reconstitution végétale, 

indice de similitude, Pinus halepensis, types 

biologiques, mont du Hodna, Algérie. 


coup plus importante si on considère uniquement 

les espèces dont la fréquence est égale ou 

supérieure à 2. Elle atteint une valeur maximale 

de 73,78 % entre les états III et IV. Cette différence 

entre les états est due beaucoup plus aux 

nouvelles espèces étrangères aux pinèdes qui 

ont profité de l’espace laissé libre par le passage 

du feu. 

Abstract 

The effect of forest fire on the vegetation of the 

domanial forest of Bou-Taleb (Algeria) was studied 

in the Pinus halepensis ecosystems by the 

method of tables. These communities which 

were burned at different dates and other ones 

unburned (older) are located in north part of 

the forest. The comparative method showed a 

post-burn progressive recovery of vegetation 

without a great modification in their floristic 

composition. This post-fire recovery is realised 

by three groups of species : the first group, met 

in the young stages after fire, is dominated by 

therophytes; the second which characterizes the 

adult stages is represented essentially by perennials 

species (chamaephytes and phanaerophytes), 

and the last one represented by the 

species indifferent to fire is met at all the stages. 

A comparison between the different states 

using Sörensen coefficient shows a great differ- 

Amar MADOUI 1 , Jean-Marie GEHU 2 

et Djamel ALATOU 3 

1. Département de biologie, Faculté des sciences, 

Université Ferhat Abbas de Sétif, 19000 Sétif, Algérie 

Email : amar.madoui@gmail.com 

2. Centre régional de phytosociologie, 

Conservatoire national botanique de Bailleul, France 

3. Département de biologie, Faculté des sciences, 

Université Mentouri de Constantine, Algérie 

Keywords: Forest fires, recovery vegetation, Pinus 

halepensis, Life forms, Hodna mountain, Algeria. 

5

AMAR MADOUI, JEAN-MARIE GEHU, DJAMEL ALATOU 

6 

ence between state II (4 years) and state IV (over 

33 years) with 38.29%, so it reaches 59.37% 

between the states III and IV. However this similarity 

is more important when we exclude taxa 

which are present only one time (f >1); in this 

case, it can reach the 73% between the states III 

and IV. This shows the role of exogenous species 

in post-burn recovery of Pinus ecosystems. 

Introduction 

Le feu joue, depuis longtemps, un rôle prépondérant 

dans la dynamique des communautés 

végétales dans le bassin méditerranéen 

(Trabaud 1980, 1992 ; Trabaud & Lepart 

1980). Les études réalisées par Kunholtz-Lordat 

(1938, 1958 ; Braun-Blanquet 1936 ; 

Barry 1960 in Trabaud 1980a) ont permis de 

situer l’évolution de la végétation après le feu 

dans les séries régressives, sous la forme 

d’une succession de stades sans qu’ils suivent 

réellement le devenir des communautés végétales 

après le passage du feu. C’est à la suite 

des travaux de Trabaud (1970-1992), sur la 

végétation de la région de Montpellier en 

France que le rôle réel du facteur feu dans 

l’écosystème méditerranéen a pu être défini. 

D’autres études dans le même sens ont été 

suivies dans les autres pays du bassin méditerranéen 

(Arianoutsou 1984 ; Rego et al. 

1987 ; Calvo et al. 1992 ; Götzenberger et al. 

2003). En Algérie, à part les travaux de Moravec 

(1990) et de Meddour (1992) sur les 

reboisements, très peu d’études ont été 

publiées sur le devenir de la végétation perturbée 

par le feu. Pour apporter une contribution 

à ce sujet et combler ce manque d’information, 

nous avons diagnostiqué la végétation 

brûlée en Algérie et plus précisément les 

pinèdes de Pinus halepensis Mill., après le 

passage du feu. Nous avons réalisé une étude 

synchronique dans le nord du massif forestier 

de Bou-Taleb où le feu a joué un rôle important 

dans son histoire (Madoui 2000), sachant 

que l’Algérie perd annuellement 37 000 ha de 

boisement (1979-1985). Ce chiffre a dépassé 

les 55 000 ha durant les années 1992-2001 

(DGF 2002) et le pin d’Alep reste l’essence la 

plus affectée par le feu (Boudy 1955 ; Moravec 

1990 ; Madoui 2002). 

Matériels et méthodes 

La zone d’étude 

Le massif forestier de Bou-Taleb, région bien 

individualisée des monts du Hodna, se situe 

le long de la limite sud du département de 

Sétif, entre les hautes plaines sétifiennes et le 

chott el Hodna (figure 1). Son altitude oscille 

entre 1 000 et 1 886 m. Il est caractérisé par 

une importante hétérogénéité topographique 

et floristique (Madoui & Gehu 1999). 

Du point de vue climatique et après extrapolation 

à partir des anciennes données de Seltzer 

(1946) et des données plus récentes, la 

pluviométrie se trouve comprise entre 300 et 

700 mm et la température minimale du mois 

le plus froid (m) au point haut peut atteindre 

– 4,8 oC au sud du massif, et – 3,3 oC au nord. 

Quant à la moyenne maximale du mois le plus 

chaud (M) au point haut, elle n’excède pas 

25 oC au nord et 29 oC au sud ; alors qu’elle 

peut atteindre 31 oC au nord et 34 oC au sud 

aux basses altitudes. 

Le régime saisonnier des précipitations est de 

type APHE et PHAE respectivement au nord-est 

et nord-ouest du massif et de type HAPE au 

sud. Pendant l’été, saison sèche, il ne tombe 

que 33 mm de pluie au nord du massif aux 

basses altitudes et 72 mm aux hautes altitudes 

; alors qu’au sud du massif, il ne tombe 

respectivement que 29 et 61 mm. Un fort 

contraste pluviométrique et thermique caractérise 

donc le territoire étudié. 

Le bioclimat est de type semi-aride aux basses 

altitudes à hiver frais au nord et froid au sud, 

alors que le subhumide à hiver très froid 

domine les parties altitudinales. La saison 

sèche dure cinq mois aux basses altitudes, et 

trois mois aux hautes altitudes. 

La végétation de la forêt domaniale de Bou- 

Taleb est très marquée par l’empreinte 

humaine. Le paysage que connaît actuellement 

la forêt de Bou-Taleb témoigne d’une 

charge anthropique importante exercée depuis 

longtemps et intensifiée occasionnellement. 

Trois formations végétales partagent la totalité 

du massif : la cédraie, la chênaie verte et 

la pinède de pin d’Alep avec leurs différents 

états qui dépendent de leur histoire dans la 

région. Le pin d’Alep, espèce en expansion 

dans la forêt de Bou-Taleb (Madoui & Gehu 

1999), couvre en Algérie 35 % de la superficie 

forestière nationale (Service des forêts 

1966 in Kadik 1983). 

ecologia mediterranea – Vol. 32 – 2006

Échantillonnage 

Vingt relevés ont été réalisés pour l’inventaire 

floristique. Seize sont spécifiques aux parcelles 

brûlées ; les autres sont effectués dans 

des sites servant de témoin, représentant une 

végétation non brûlée. Dans la majorité des 

cas la végétation témoin est celle qui n’a pas 

été touchée par le feu (végétation résiduelle), 

ou bien celle qui est périphérique à la végétation 

brûlée. Dans cette étude comparative le 

relevé de végétation qui consiste essentiellement 

à la liste floristique est réalisé selon la 

méthode de Braun-Blanquet (Braun-Blanquet 

1964) en suivant un échantillonnage subjectif. 

Le nombre de relevés effectués dans 

chaque parcelle est proportionnel à la superficie 

détruite par le feu, et aux conditions écologiques 

stationnelles. La surface échantillonnée 

varie entre 150 et 200 m 2 . Chaque 

relevé floristique est accompagné d’un relevé 

des conditions stationnelles à savoir l’altitude, 

l’exposition et la pente. Les espèces sont 

affectées des coefficients d’abondance-dominance 

et de sociabilité (Gehu & Martinez 

1980), bien que ce dernier coefficient n’a pas 

été pris en compte dans notre analyse. Le 

niveau taxonomique retenu est en général 


Situation de Sétif en Algérie 

Figure 1 – Carte de situation du massif 

de Bou-Taleb. Extrait de la carte 

routière Michelin au 1/100 000. 

Figure 1 – Location of Bou-Taleb forest. 

Zone d’étude 

L’effet du feu sur la composition des pinèdes de Pinus halepensis Mill. … 

celui de l’espèce et parfois de la sous-espèce 

telles qu’elles sont décrites dans la Nouvelle 

flore de l’Algérie et des régions désertiques 

(Quezel & Santa 1962-1963). 

Quatre états (tableau 1) ont été identifiés : (i) 

l’état I regroupe les relevés effectués dans une 

végétation récemment brûlée depuis 2 à 3 ans, 

(ii) l’état II correspond à la végétation brûlée 

depuis 4 ans, (iii) l’état III correspond à celle 

brûlée depuis 7 à 8 ans et (iv) l’état IV 

regroupe les relevés relatifs à la végétation 

brûlée depuis 33 ans ainsi que celle qui n’a 

pas été brûlée (témoin). Par la méthode des 

tableaux, les relevés appartenant à chaque état 

ont été regroupés en un seul relevé « synthétique 

» qui représente chaque état après feu 

(tableau 2). Ainsi, la présence de l’espèce est 

notée selon sa fréquence dans chaque état en 

Tableau 1 – Nombre de relevés floristiques utilisés dans chaque État. 

Table 1 – Number of flora data used for each state. 

Années après feu Nombre de relevés 

État I 2-3 ans 4 

État II 4 ans 5 

État III 7-8 ans 5 

État IV 33 ans-Témoin 6 

7


Tableau 2 – Tableau synthétique des pinèdes de pin d’Alep. 

Table 2 – Synthetic table of Pinus halepensis ecosystems. 

8 

T Pinède du versant nord 

Y État après feu I II III IV P 

P Années depuis le feu 2-3 4 7-8 33-T R 

E Recouvrement moyen (%) 65 74 76 70 E 

Superficie moyenne (m 2 ) 188 180 190 140 S 

B Altitude moyenne (m) 1 250 1 300 1 160 1 200 E 

I Nombre d’espèces moyen 26,25 41,8 24,4 22,66 N 

O Nombre d’espèces total 

par état 63 122 62 66 C 

L Nombre d’espèces total 

par état dont f>1 52 60 53 50 E 

Espèces des jeunes stades 

nPh Lonicera implexa 1 + 4 1+ 2 

Ch Elychrysum stoechas ssp 

scandens 1 1 2 +1 2 

Ch Phagnalon saxatile ssp 

saxatile 2 +1 1 + 2 

He Paronychia argentea 2 +1 2 + 2 

He Centaurea acaulis 2 1 1 2 2 

He Catananche coerulea 2 12 1 1 2 

Ge Sedum sediforme 3 +1 1 + 2 

Th Diplotaxus harra 1 1 1 1 2 

Th Euphorbia falcata 1 1 1 1 2 

Th Filago spathulata 1 1 2 +1 2 

Espèces absentes dans les vieux stades 

Ch Lotophyllis argenteus ssp 

argenteus 1 + 3 + 11 3 

Th Scleropoa rigida 1 + 21 11 3 

Th Carlina lanata 11 11 11 3 

Th Avena sterilis 2 +1 21 11 3 

Espèces intermédiaires 

nPh Calycotum spinosa 31 11 2 

nPh Cistus salvifolius 11 11 2 

nPh Pistacia lentiscus 41 21 2 

Ch Fumana thymifolia 11 1 + 2 

He Silene nocturna 11 11 2 

He Sideritis incana 2 + 1 + 2 

Th Kentranthus calcitrapa 1 + 1 + 2 

Th Galium viscosum ssp viscosum 1 + 11 2 

Th Arenaria serpyllifolia 3 + 1 + 2 

Espèces absentes dans le premier stade 

He Thapsia villosa 1 + 2 + 1 + 3 

He Galium mollugo ssp corrudifolium 2 + 31 2 +1 3 

He Anarrhinum fruticosum 2 +2 11 3 +1 3 

Th Cirsium acarna 2 +1 11 11 3 

Espèces des vieux stades 

Ch Helianthemum croceum 21 11 2 

Th Bromus madritensis 41 3 +1 2 

Th Alyssum parviflorum 1 + 1 + 2 

Th Arabis auriculata 1 + 1 + 2 

Espèces indifférentes (pyrophytes) 

Ph Juniperus phoenicea 1 + 21 11 1 + 4 

Ph Juniperus oxycedrus 11 2 + 3 +1 2 + 4 

Ph Quercus rotundifolia 412 3 + 31 612 4 

Ph Pinus halepensis 4124 5 +12 5123 5 +12 4 

nPh Phillyrea angustifolia ssp 

angustifolia 31 21 41 3 +1 4 

nPh Rosmarinus tournefortii 4 +12 21 4123 612 4 

nPh Cistus villosus 412 5 +12 5234 5 +12 4 

nPh Genista pseudo-pillosa 21 1 + 21 212 4 

Ch Genista microcephala 3 +1 11 5 +1 6124 4 

Ch Teucrium pollium ssp capitatum 11 2 +1 31 412 4 

Ch Helianthemum cinerea ssp 

rubellum 21 3 +1 3 +1 4 +1 4 

He Aster linosyris 41 31 11 31 4 

He Centaurea parviflora 4 +12 21 4123 612 4 

He Asperula hirsuta 21 5 +1 21 3 +1 4 

He Avena bromoides 21 21 3 +1 2 +1 4 

He Carex halleriana 21 2 +1 11 2 +1 4 

He Dactylis glomerta 11 41 21 21 4 

Ge Ampelodesmos mauritanicum 11 5 +1 2 +1 2 +1 4 

Ge Allium paniculatum var typicum 11 212 31 3 +1 4 

Th Helianthemum ledifolium 41 21 21 21 4 

Th Micropus bombycinus 31 412 312 4 +1 4 

Th Cynosurus elegans 2 +1 21 12 412 4 

Th Senecio leucanthemifolius 1 + 1 + 1 + 1 + 4 

Th Linum strictum 11 3 +1 1 + 1 + 4 

nPh Jasminum fruticans 11 3 +1 11 3 

Ch Polygala rupestris 1 + 11 1 + 3 

He Teucrium pseudo-chamaepytis 1 + 2 +1 1 + 3 

nPh Globularia alypum 3 +1 51 4 +1 3 

He Stipa tenacissima 4 +1 31 4 +1 3 

Ch Thymelaea virgata 11 21 1 + 3 

He Leuzea conifera 1 + 2 +1 2 +1 3 

Th Brachypodium distachyum 1 + 1 + 5 +12 3 

Th Linaria simplex 11 21 21 3 

He Lotus creticus ssp collinis 11 21 2 

He Centaurea incana 11 21 2 

He Dianthus caryophyllis ssp 

virgineus 2 + 11 2 

He Linum suffriticosum 1 + 21 2 

Th Ebenus pinnata 1 + 1 + 2 

Ch Santolina rosmarinifolia 2 + 11 2 

Ch Helianthemum pilosum 2 +1 31 2 

He Ferula communis 21 1 + 2 

Ge Ammoides atlantica 2 + 1 + 2 

Th Polycarpon tetraphyllum 2 + 1 + 2 

Th Anagallis arvensis ssp parviflora 11 1 + 2 


les affectant par les coefficients d’abondancedominance. 

Par exemple Bromus rubens 3 +2 

signifie que l’espèce est présente trois fois 

avec des coefficients d’abondance-dominance 

(+) et (2). Cette technique permet d’étudier 

l’évolution de la richesse floristique au cours 

du temps et de calculer les indices de similitude 

floristique entre les différents états qui se 

sont développés après incendie. Par but de 

clarté, seules les espèces dont la fréquence est 

égale ou supérieure à 2 sont maintenues dans 

le tableau. 

Résultats et discussions 

Évolution de la richesse floristique 

L’observation de la figure 2 et du tableau 3 

montre que la richesse floristique est maximale 

à l’état II (4 ans) qui suit le feu avec 

122 espèces, soit 70,52 % de la totalité des 

espèces inventoriées. Cette richesse floristique 

décroît de moitié avec un nombre de 

62 espèces enregistrées à l’état III (7 et 

8 années après feu), soit 35,83 %. À partir de 

cet état, il y a tendance à une stabilisation du 

nombre d’espèces. Ce résultat suit le modèle 

général tel qu’il a été constaté par Trabaud 

(1980a) et Trabaud & Lepart (1980) sur la 

rive nord de la Méditerranée ; les espèces 

apparaissent graduellement ; elles sont peu 

nombreuses pendant les premières années 

après feu, puis cette richesse floristique atteint 

son maximum pour diminuer par la suite et se 

stabiliser à la fin. Le nombre généralement 

élevé d’espèces pendant les premières années 

peut être attribué à l’ouverture du couvert 

végétal créé par le passage du feu, à la disparition 

des espèces concurrentes et à la richesse 

minérale de la couche supérieure du sol. Ce 

sont des conditions parmi d’autres qui offrent 

un milieu d’accueil propice à de nombreuses 

espèces (Boudy 1950 ; Biswell 1974 ; Harper 

1977). 

L’histogramme, tracé uniquement avec les 

espèces dont la fréquence est égale ou supérieure 

à deux, présente la même tendance 

mais moins prononcée et avec un léger pic au 

niveau de la quatrième année. Ceci démontre 

clairement que se sont les espèces étrangères 

aux pinèdes qui sont responsables de la 

richesse floristique importante remarquée 

essentiellement aux premières années suivant 

le feu. Trabaud (2000) abonde dans le même 

sens pour les pinèdes de l’ouest méditerra- 



Figure 2 – Évolution post-incendie de la richesse floristique 

au cours du temps. 

Figure 2 – Post-burn dynamics of flora species richness across time. 

Nombre de taxons 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

État I É tat II É tat III É tat IV 

État après feu 

Avec la totalité des taxons Avec les taxons dont f>1 

Tableau 3 – Nombre d’espèces rencontrées dans chaque état après incendie. 

Table 3 – Number of species recorded in each state after fire. 

Avec la totalité Avec les espèces Nombre moyen 

des espèces dont f>1 des espèces 

État I 63 52 26,25 

État II 122 60 41,80 

État III 62 53 24,40 

État IV 66 50 22,66 

néen. Ce sont donc ces mêmes espèces qui 

disparaîtront par la suite au fur et à mesure 

que le peuplement avance en âge et que la 

végétation se referme (Trabaud 1970, 1980b). 

Cette évolution du nombre d’espèces n’est 

pas due à l’ensemble de la flore comme le 

montre la figure 3. Afin d’illustrer cela, il est 

intéressant de représenter l’évolution de la 

richesse floristique en tenant compte des différents 

types biologiques. Ce sont les types 

potentiels, c’est-à-dire les formes de plantes 

qu’elles atteindraient en absence de toute perturbation, 

qui sont considérés dans le présent 

travail (Raunkiaer in Ellenberg & Mueller- 

Dombois 1966). 

Le tableau 4 relatif aux espèces ligneuses, 

vivaces et annuelles représente clairement 

l’importance de chaque type biologique à 

chaque stade et leur rôle dans l’évolution de 

la richesse floristique post-incendie. 

9


Tableau 4 – L’évolution post-incendie des types biologiques au cours du temps. 

Table 4 – Post-burn dynamics of life forms across time. 

Figure 3 – Évolution post-incendie des types biologiques 

au cours du temps pour la totalité des espèces. 

Figure 3 – Post-burn dynamics of life forms across time, for all species. 

Figure 4 – Évolution post-incendie des types biologiques 

au cours du temps, pour les espèces dont f>1. 

Figure 4 – Post-burn dynamics of life forms across time, 

for species to which f>1. 

10 

Thérophytes Hémicryptophytes Géophytes Chaméphytes Nanophanérophytes Phanérophytes 

État I (2-3 ans) 21 14* 18 16* 05 03* 08 08* 07 07* 04 04* 

État II (4 ans) 46 18* 30 16* 08 04* 23 10* 10 08* 05 04* 

État III (7-8 ans) 20 17* 17 15* 03 02* 09 07* 09 08* 04 04* 

État IV (33 ans-T) 24 14* 19 15* 05 03* 08 08* 06 06* 04 04* 

(*) Avec les espèces dont f>1 

La figure 3, présentant l’ensemble du cortège 

floristique, montre la constance relative de la 

composante pérenne dans la reconstitution 

post-incendie des pinèdes au niveau des états 

adultes dès les premières années. Il est nettement 

plus clair pour les nanophanérophytes et 

les phanérophytes mais légèrement moins 

pour les géophytes. Par contre les thérophytes, 

les hémicryptophytes et les chaméphytes 

montrent la même tendance après une augmentation 

au niveau de l’état II (4 ans) après 

incendie, ils diminuent à l’état III (7-8 ans) 

puis évoluent par la suite. 

En tenant compte uniquement des espèces 

dont la fréquence est égale ou supérieure à 

deux (figure 4), on remarque encore la même 

tendance mais de très faible fluctuation pour 

les différents types biologiques. L’accroissement 

des espèces à l’état II est favorisé par les 

conditions du milieu créées après le passage 

du feu, à savoir l’enrichissement en éléments 

minéraux de la couche superficielle du sol et 

l’élimination de la strate épigée qui permet 

aux espèces héliophiles, étrangères à la communauté, 

de profiter du milieu ouvert temporairement 

; alors que leur régression à partir 

de 7-8 ans est due essentiellement à la concurrence 

interspécifique imposée aux herbacées 

par le sous-bois des pinèdes. 

L’histogramme illustrant les espèces ligneuses 

montre une stabilisation depuis la deuxième 

année suivant le feu. Après une légère augmentation 

à l’état II (4 ans), les ligneux augmentent 

pour atteindre un maximum de 22 

pour les états vieux et témoins. Cette diminution 

peut être attribuée au développement des 

ligneux hauts de type phanérophyte qui 

gagnent de plus en plus de recouvrement avec 

l’âge, ce qui provoque l’élimination du sousbois 

en raison de nouvelles conditions de 

milieu créées. 


Étude comparative 

des différents régimes d’incendie 

En utilisant l’indice de similitude floristique 

de Sörenson (in Gounot 1969), l’analyse de la 

matrice de similitude (tableau 5) entre les différents 

états révèle que le degré de ressemblance 

entre eux varie entre 38 et 59 %. Il 

atteint son maximum entre les états de 7-8 ans 

après feu et celui de 33 ans et du témoin avec 

un coefficient de 59,37 %. La similitude la 

plus faible est observée entre les états de 4 ans 

et l’état final (33 ans et témoin) avec un coefficient 

de 38,29 %. Toutefois, la similitude est 

beaucoup plus importante si on considère uniquement 

les espèces dont la fréquence est 

égale ou supérieure à 2. Dans ce cas, elle est 

toujours supérieure à 65 % et atteint une 

valeur maximale de 73,78 entre l’état 7-8 ans 

après feu et celui de 33 ans et le témoin. C’est 

un fait capital de noter l’importance des 

espèces extérieures au cortège floristique dans 

la reconstitution post-incendie des peuplements 

de pin d’Alep. Des similitudes de plus 

en plus importantes au cours de la succession 

montrent que, plus les pinèdes du versant nord 

avancent en âge, plus elles se ressemblent et 

retrouvent leur état antérieur et qu’à partir de 

7 ans, leur reconstitution est totale. Du point 

de vue floristique, et en ne tenant compte que 

des espèces dont la fréquence est égale ou 

supérieure à deux, on a 70,58 % de similitude 

entre le premier état (2-3 ans) et le dernier 

(33 ans et témoin). Le fait que ces deux 

extrêmes états se ressemblent, démontre sans 

doute que se sont les mêmes espèces existantes 

avant le passage du feu qui réapparaissent 

par la suite, ce qui rejoint les constatations 

de Moravec (1990) à l’ouest algérien. 

Marc (1916) et De Beaucoudrey (1938) parlaient 

déjà d’une forêt algérienne qui renaît de 

ses cendres. 

Impact du feu 

sur la composition floristique 

Sur le tableau 2, apparaissent différents 

groupes d’espèces qui caractérisent différents 

stades de végétation. Un nombre important 

d’espèces semblent indifférentes au passage 

du feu et sont présentes à tous les états. 

1 – Le premier groupe représente l’état jeune 

correspondant aux troisième et quatrième 

années après feu. Les espèces dominantes à 

ce stade sont essentiellement des annuelles 

qui représentent plus de 72 %. Les plus caractéristiques 

sont : Cirsium acarna, Linum stric- 



Tableau 5 – Matrices des indices de similitude de Sörensen 

calculés entre les différents états après incendie. 

Table 5 – Matrix of Sörensen’s similarity index between different 

post-burn stages. 

tum, Carlina lanata, Minuartia montana, Hirschfeldia 

incana, Galactites tomentosa. Ce 

pourcentage est proche de celui trouvé par 

Trabaud (1970) dont 78 % d’annuelles des 

surfaces incendiées des pinèdes du Bas Languedoc 

ont germé au laboratoire contre seulement 

22 % pour les vivaces. 

2 – Le deuxième regroupe les espèces qui 

caractérisent un état beaucoup plus mature et 

se rencontrent à partir de la deuxième année 

jusqu’à la huitième. Parmi ces espèces, nous 

trouverons : Scleropoa rigidum, Lotus creticus 

ssp collinis, Filago spathulata. 

3 – Le troisième groupe concerne les espèces 

de l’état avancé, depuis 4 ans et qu’elles se 

rencontrent aussi dans la végétation non brûlée. 

Nous citerons : Paronychia argentea, 

Dianthus caryophyllis ssp virgineus, Helianthemum 

croceum, Echinaria capitata, Genista 

pseudo-pillosa. 

4 – Le dernier groupe concerne les espèces 

qui paraissent indifférentes au passage du feu 

ou s’y trouvent plutôt favorisées. Ce sont des 

pyrophytes au sens de Trabaud (1970). Elles 

sont présentes à tous les états. Citons : Teucrium 

pollium ssp capitatum, Pinus halepensis, 

Phillyrea angustifolia, Juniperus oxycedrus, 

Quercus rotundifolia, Cistus villosus, 

Genista microcephalla, Allium paniculatum 

var typicum, Helianthemum cinerea ssp 

rubellum, Centaurea parviflora, Cynosurus 

elegans. Parmi les 26 espèces ayant une présence 

à tous les stades, 20 espèces, soit 

76,9 %, sont des pérennes et dont la moitié 

d’entre elles sont des plantes ligneuses. 

Conclusion 

État I État II État III 

État I (2-3 ans) /// 

État II (4 ans) 44,32 73,21* /// 

État III (7-8 ans) 57,60 68,57* 44,56 72,56* /// 

État IV (33 ans–T) 55,81 70,58* 38,29 65,45* 59,37 73,78* 

(*) Avec les espèces dont f>1 

En Algérie, la reconstitution végétale postincendie 

répond parfaitement au modèle tel 

qu’il est constaté dans les pays du bassin 

méditerranéen et confirmé récemment par 

11


12 

Bonnet & Tatoni (2003). Après le feu, la 

majorité des espèces végétales des pinèdes de 

Pinus halepensis Mill. du nord de la forêt 

domaniale de Bou-Taleb apparaissent dès les 

premières années qui suivent le passage du 

feu. La similitude floristique entre les états 

atteint son maximum entre l’état III après feu 

et l’état IV alors que le minimum s’observe 

entre l’état II et l’état IV. Cependant la similitude 

est beaucoup plus importante si on 

considère uniquement les espèces dont la fréquence 

est égale ou supérieure à deux ; dans 

ce cas, la similitude inter-état est très forte ; 

elle atteint une valeur maximale de + 73 % 

entre l’état III après feu et l’état IV. 

Ce sont les mêmes espèces qui existaient 

avant le passage du feu qui s’installeraient 

progressivement après ; sans toutefois qu’il y 

ait réellement succession de communautés, 

comme cela été observé dans tout le bassin 

méditerranéen. L’effet de l’exposition nord 

sur la reconstitution post-incendie semble évident 

et une comparaison avec celle du sud de 

la forêt s’impose lors des prochaines études. 

Cette recolonisation se réalise selon trois 

étapes principales : 

• 1re étape : elle concerne toutes les espèces 

qui apparaissent après les premiers mois du 

passage du feu. Elles caractérisent les stades 

jeunes jusqu’à la quatrième année. Les thérophytes, 

espèces dont la majorité est étrangère 

à la communauté, dominent ce stade. 

• 2e étape : elle a trait aux espèces plus ou 

moins « intermédiaires » qui ne se rencontrent 

qu’après plusieurs années après le feu. Toutefois, 

celles-ci sont absentes dans les stades 

adultes. Nous recommandons cependant une 

prudence quant à la lecture du résultat concernant 

ces espèces. Il faut rappeler que notre 

étude provient d’une comparaison synchronique 

et que plusieurs facteurs, non contrôlés, 

peuvent avoir une influence ; facteurs liés en 

partie à l’histoire des sites. Par ailleurs, il est 

possible qu’elles constituent une communauté 

permanente maintenue par la périodicité 

d’une perturbation que ce soit le feu et/ou le 

pâturage (cf. Madoui & Gehu 2002). 

• 3e étape : ce sont les espèces d’âge adulte 

mais aussi celles relatives à la végétation 

témoin « non brûlée ». Il s’agit essentiellement 

des espèces ligneuses de type phanérophytes, 

nanophanérophytes et chaméphytes. 

Ces espèces ne sont pas étrangères à la communauté 

mais, c’est à ces stades qu’elles 

apparaissent en abondance et acquièrent un 

bon développement. Ceci indique, qu’après 

un certains temps (7 ans), les pinèdes brûlées 

du versant nord de Bou-Taleb retournent à 

leur état antérieur au feu et leur composition 

floristique semble, en outre, identique à celle 

des parcelles non brûlées. 

En dehors de toutes ces espèces caractérisant 

les différents états post-incendie, signalons 

l’existence dans les pinèdes étudiées d’un 

groupe important d’espèces qui se montrent 

indifférentes au passage du feu et ce à tous les 

états. Elles constituent le fond même de la 

végétation du massif et représentent la physionomie 

dominante du paysage. Même si 

leur nombre est faible, elles sont dominantes 

par leur abondance. Il s’agit, essentiellement 

des espèces vivaces ligneuses douées d’un 

grand pouvoir de régénération par voie végétative 

à partir de souches (Quercus, Phillyrea), 

ou par voie sexuée à partir des semences 

(Pinus, Cistus). 

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13

Écologie trophique 

de la Cigogne blanche (Ciconia ciconia) 

et du Héron garde-bœufs (Bubulcus ibis) 

en Kabylie (Algérie) 

Trophic ecology of the white Stork (Ciconia ciconia) 

and the Cattle Egret (Bubulcus ibis) in Kabylia (Algeria) 

Résumé 

Les divers milieux fréquentés par la Cigogne 

blanche (Ciconia ciconia) de janvier à août 1995 

et le Héron garde-bœufs (Bubulcus ibis) de 

novembre 1994 à octobre 1995 dans la vallée du 

Sébaou ont été caractérisés par des indices de 

fréquentation. L’activité de chasse et d’alimentation 

de ces deux espèces a été suivie par 

observation directe de mars à juillet 1995, et 

leurs proies ont été classées en catégories selon 

les habitats occupés. Une approche quantitative 

du régime et de l’activité alimentaire (nombre 

de pas) de ces deux espèces a été également 

abordée en fonction des saisons et des milieux 

trophiques fréquentés. 

Pour ces deux espèces et en une même localité, 

les indices de fréquentation des milieux varient 

d’une saison à l’autre en fonction des disponibilités 

alimentaires, qui sont elles-mêmes fonction 

du cycle biologique des proies. L’attractivité 

des champs labourés est toujours très forte. 

Dans les deux cas, les insectes dominent largement 

en effectifs toutes les autres classes animales 

consommées. Du point de vue biomasse, 

ils n’occupent qu’une petite partie du poids 

ingéré. Les vertébrés, bien que faiblement 

représentés en nombre, représentent à eux seuls 

la quasi-totalité de la biomasse ingérée. Les 

variations temporelles des différents paramètres 

de l’effort de capture montrent que ses proportions 

sont les plus élevées pendant le mois 

d’avril, période de nidification et d’élevage des 

jeunes, donc de forte activité. Ces valeurs baissent 

quand les jeunes prennent leur indépen- 

Mots clés : Cigogne blanche, Héron garde-bœufs, 

lieux d’alimentation, effort de capture, Kabylie. 


dance. L’activité alimentaire, exprimée en 

nombre de pas, est également maximum durant 

le mois d’avril, puis baisse. L’efficacité de chasse 

exprimée par le pourcentage d’échecs est maximale 

en été. Les variations des différents paramètres 

de l’effort de capture en fonction des 

biotopes montrent que ses proportions sont les 

plus élevées dans les labours, et les plus basses 

dans les terrains fauchés et les milieux humides. 

L’activité alimentaire est maximum dans les 

friches. L’efficacité de chasse exprimée est maximum 

dans les labours et minimum dans les 

milieux humides. 

Abstract 

The various habitats attended by the white 

Stork (Ciconia ciconia) from January to August 

1995 and the Cattle Egret (Bubulcus ibis) from 

November 1994 to October 1995 in the valley of 

Mohamed BOUKHEMZA 1 , 

Nabila BOUKHEMZA-ZEMMOURI 2 , 

Jean-François VOISIN 3 

et Belkacem BAZIZ 2 

1. Laboratoire d’ornithologie et d’écologie des vertébrés, 

Département des sciences agronomiques, 

Université Mouloud Mammeri de Tizi Ouzou, 

BP 17 RP, Tizi Ouzou, DZ-15000, Algérie 

e-mail : boukhemza@ hotmail.com 

2. Laboratoire de zoologie agricole et forestière, 

Institut national agronomique, Hassan Badi, 

El-Harrach, DZ-16000 Algérie 

3. UMS 0305 « Suivi, gestion et restauration des populations », 

Muséum national d’Histoire naturelle, 

CP 51 (mammifères et oiseaux), 

57, rue Cuvier, F-75005 Paris, France 

Keywords: white Stork, Cattle Egret, Feeding 

areas, Feeding effort, Kabylia. 

15

MOHAMED BOUKHEMZA, NABILA BOUKHEMZA-ZEMMOURI, JEAN-FRANÇOIS VOISIN, BELKACEM BAZIZ 

16 

Sébaou were highlighted by frequentation 

indexes. Direct observations on the hunting and 

feeding activities of these two species from 

March to July 1995 were also carried out. We 

distinguished several categories of preys according 

to the occupied habitats. In addition, a 

quantitative approach of the diet and feeding 

activity of these wading birds was also 

approached according to the seasons and of the 

attended trophic habitats. 

Within locality, the frequentation indexes of the 

habitats by these two species varied from one 

season to another according to food availability, 

which was function of the biological cycle of 

preys. The species were both very highly 

attracted by plowed fields. Insects largely dominated 

all other animal classes in the diet of 

both birds, but accounted only for a small part 

of biomass intake. Although represented by 

small numbers, Vertebrates represented most of 

all the consumed biomass. The temporal variation 

of the feeding effort parameters showed 

the highest intake values during April, nesting 

and breeding period for the young. These values 

dropped at the time when the young 

become independent from their parents. Feeding 

activity, expressed in numbers of steps, was 

also maximum in April, then dropped therafter. 

Hunting efficiency, expressed in terms of failure 

percentage, was maximum in summer. The variations 

of the feeding effort parameters according 

to habitats show that energy intake was 

highest in plowlands, and least in the mown 

meadows and wetland. Feeding activity, 

expressed in step numbers, was maximum in 

waste lands. Hunting efficiency, expressed in 

failure percentage, was maximum in ploughings 

and minimal in the wetlands. 

Abriged english version 

In Algeria, Cattle Egret Bubulcus ibis lives in 

almost all the tellian area. In the Mediterranean 

region, except for of Franchimont’s 

work in 1986b, few data are available about 

the food locations from which the successfully 

reproduction of Cattle Egret depends, 

contrary to what occurs for nesting sites (Bredin 

1981, 1983; Hafner & Fasola 1992). The 

white Stork Ciconia ciconia, is considered as 

a one of the declining species in the Western 

part of its distribution area (Reinwald et al. 

1989). In Europe, several works on feeding 

ecology have been carried out (e.g. Pinowska 

& Pinowski 1989; Dziewiaty 1992; Thomsen 

& Struwe 1994). In Algeria, many studies 

were undertaken (Boukhemza et al. 1997; 

Boukhemza 2001; Boukhemza et al. 2004), 

but there is a lack of quantitative data on feeding 

activity. The White stork and Cattle 

Egret live together in the Sébaou valley. It 

seemed convenient enough to see how these 

two species, the one (Cattle Egret) which is 

described as ubiquist and the other being rare 

and in the regression phase, do share food 

space and resources during their annual cycle, 

from the expenditure and energy profits points 

of vues. 

The various habitats attended by the white 

Stork (Ciconia ciconia) from January to 

August 1995 and the Cattle Egret (Bubulcus 

ibis) from November 1994 to October 1995 

in the Sébaou valley were highlighted by frequentation 

indexes. Direct observations on the 

hunting and feeding activities of these two 

species from March to July 1995 were also 

carried out. We distinguished several categories 

of preys according to the places of capture. 

In addition, a quantitative approach of 

the diet and feeding activity of these wading 

birds was also achieved during the same period. 

It related to the relative estimation of the 

expenditure and energy contributions through 

some parameters according to seasons and 

attended trophic habitats. 

In the same area, the frequentation indexes of 

the habitats by these two species fluctuated 

from one season to the other depending on 

food availability, this was function of the 

preys biological cycle. In both cases, it is 

mostly in June, which corresponds to the takeoff 

time of the young generation that the frequentation 

indices are highest. It is also at that 

time of the year that the most significant activity 

of these birds is observed. 

The white Stork finds most of its food in the 

temporary meadows, the ponds, the ploughed 

grounds and the cultures which it attends all 

the year. The other habitats, like the refuse 

tips, are frequented only in winter. Ploughed 

fields were always very highly attractive. This 

diagram of frequentation is found in the European 

countries such as Denmark, Spain and 

Germany (Skov 1991; Coppa 1991; Lestan 

1991; Thomsen 1995; Thomsen & Struwe 

1994; Marchamaldo de Blas 1995). These 

choices of frequentation seem to be dictated 

by good conditions such as the preys detection 

along with the possibility of moving 

without being stopped by the vegetation. 

In Kabylie, the Cattle Egret all along the year 

attend ploughings, the meadows, the low cultures, 

the wetlands and the temporary ponds. 

In the Camargue, it is also present all along 

the year in the marshes (Voisin 1991), and the 

other habitats such as the discharges are frequented 

only in periods of food (Hafner 1977; 


Écologie trophique de la Cigogne blanche (Ciconia ciconia) et du Héron garde-bœufs (Bubulcus ibis) en Kabylie (Algérie) 

Franchimont 1985). Ardeidae at the delta of 

the Senegal river, the Cattle Egret in particular 

exploit primarily the grassy meadows 

(Voisin 1991). Hafner & Fasola (1992) showed 

that, in France, Spain and Italy, Cattle 

Egret uses only a rather narrow range of dry 

and wetlands. Everywhere, they are strongly 

attracted by the cattle and the horses. 

Insects largely dominated all other animal 

classes in these birds diet, but they represent 

only a small part of the consumed biomass. 

Earthworms occupy a good place in these 

birds diet in number as well as in biomass. 

Although represented by small numbers, Vertebrates 

represented almost all the consumed 

biomass. The same tendency is noticed by 

Struwe & Thomsen (1991) in Germany, 

where the vertebrate add up to 75% of the biomass 

introduced by the white Stork. In North 

Germany, the earth batrachians and worms 

(Lumbricidae) constitute the greatest part of 

the introduced biomass (Thomsen 1995; 

Thomsen & Struwe 1994). In Dannenberger 

Marsch in Low Saxony, the vertebrate ones 

occupy 80% in weight of the menu of the 

white Storks with rodents especially (Dziewiaty 

1992). In Denmark, White stork food is 

made up exclusively of lumbricus, frogs, 

mammals and insects (Skov 1991). The Stork 

nourishes itself in Spain at period of wintering 

of crayfish Procambarus clarkii and 

carpi Cyprinus carpio present in abundance 

(Sánchez et al. 1995). 

The Cattle Egret is also insectivorous with a 

more or less marked carnivorous tendency 

according to the situations (Bredin 1983), 

mainly when it niches, because its young 

generation needs vertebrates (Voisin 1991). In 

addition, Britton & Moser (1982) & Voisin 

(1991) in the Camargue region reported, the 

presence of Gambusia affinis in the menu of 

the Cattle Egret. 

The temporal variation of the feeding effort 

parameters showed that the highest energy 

intake during April, nesting and breeding 

period of the young generation. These values 

fell significantly when the young birds got 

independent from their parents. Hunting efficiency, 

expressed in number of steps, is also 

maximum in April, and drops there after. 

Hunting efficiency, expressed in terms of failure 

percentage, increased in summer. The 

variations in feeding effort parameters according 

to biotopes showed that energy intake was 

highest in ploughings, and lowest in the 

mown meadows and wetlands. Hunting effi- 


ciency, expressed in step numbers, is high in 

waste lands. Hunting efficiency, expressed as 

failure percentage, was maximum in ploughings 

and minimal in the wet biotopes. 

In the Sébaou valley, the white Stork and 

Cattle Egret have a broad ecological niche, 

depending mainly on the human activities. 

They attend different biotopes and modify 

their frequentation according to the seasons in 

order to meet their energy needs and nutritional 

balance. But they tend to limit the competition 

between them, while attending as 

much as possible different biotopes, or the 

same biotopes at differing degrees, by adopting 

different techniques of hunting. 

Introduction 

En Algérie, le Héron garde-bœufs Bubulcus 

ibis se rencontre dans toute la région tellienne, 

où il est l’Ardéidé le plus commun tout au 

long de l’année (Heim de Balsac & Mayaud 

1962 ; Etchécopar & Hüe 1964 ; Ledant & 

Van Dijk 1977 ; Metzmacher 1979 ; Ledant et 

al. 1981 ; Franchimont 1986a). Dans la région 

méditerranéenne, au contraire de ce qui se 

passe pour les sites de nidification (Bredin 

1981, 1983 ; Hafner & Fasola 1992), nous 

manquons de données sur les lieux d’alimentation 

dont dépend le succès de la reproduction 

du Héron garde-bœufs (Franchimont 

1986b). 

La Cigogne blanche Ciconia ciconia est une 

espèce en déclin dans la partie occidentale de 

son aire de répartition (Reinwald et al. 1989). 

En Europe, son écologie trophique est très 

documentée (e.g. Pinowska et Pinowski 

1989 ; Dziewiaty 1992 ; Thomsen et Struwe 

1994). En Algérie, plusieurs travaux mettant 

en relation l’alimentation de C. ciconia avec 

les types de biotopes fréquentés et leurs disponibilités 

en ressources trophiques, ont été 

entrepris (Boukhemza et al. 1997 ; Boukhemza 

2001 ; Boukhemza et al., 2004). Toutefois, 

nous manquons de données quantitatives 

sur le régime et l’activité alimentaire. 

Ces deux espèces vivant en sympathie dans la 

zone d’étude présentent des dissemblances 

fortes en termes d’effectifs locaux et de statut 

de protection dans leur aire de répartition. 

L’objet de cet article est de comparer l’écologie 

alimentaire et l’utilisation du milieu par la 

Cigogne blanche et le Héron garde-bœufs en 

Kabylie, essentiellement par observation 

17


18 

directe à distance (transects en voiture) du 

nombre d’individus. Sur certains d’entre eux, 

une observation plus détaillée des proies 

consommées (converties en biomasses) et du 

nombre de pas effectués. 

Matériel et méthodes 

Cette étude a été menée dans la vallée de 

l’oued Sébaou, une région sublittorale caractérisée 

par une importante activité agricole, 

notamment dans la production d’agrumes et 

le maraîchage. On y trouve des prairies, des 

friches et des bosquets où pâture du bétail. 

Cette région a été décrite en détail par Boukhemza 

et al. (1995). Elle est comprise entre 

les parallèles 36 et 44o N et les méridiens 3 et 

5o E. 

L’échantillonnage des espèces proies des deux 

espèces étudiées a été conduit en cinq stations 

types bien représentatives des milieux fréquentés 

par ces oiseaux. Plusieurs techniques 

ont été utilisées. Les invertébrés vivant sur le 

sol, essentiellement les coléoptères, ont été 

échantillonnés avec des pièges de Barber dont 

10 étaient installés sur une surface de 10 m2 dans chaque station, et relevés au début de 

chaque mois. Les orthoptères ont été capturés 

au début de chaque mois, dans 10 carrés de 

10 m2 chacun situés sur chaque station (Voisin 

1986). Les insectes aquatiques ont été 

récoltés au filet troubleau à faible profondeur 

dans l’eau le long de la berge de l’oued 

Sébaou, en suivant les recommandations de 

Lamotte & Bourlière (1969). Les vertébrés 

ont été capturés par piégeage. 

Le régime étant fondé sur les prises alimentaires, 

la manière la mieux adaptée pour exprimer 

les ressources d’un milieu serait de les 

exprimer en « prises alimentaires disponibles 

» pour ces oiseaux, ce qui est d’autant 

plus difficilement réalisable que ces espèces 

sont éclectiques. Afin de nous en approcher le 

plus, nous avons utilisé « l’indice mensuel 

d’abondance des ressources » de Bredin 

(1983, 1984) en nous fondant sur nos prélèvements 

de proies. Cet indice correspond au 

pourcentage d’individus d’une espèce donnée 

capturés dans un milieu donné, rapporté au 

nombre total de captures. Il comprend quatre 

niveaux : absence (n % = 0), petit nombre 

(n % ≤ 10), abondance (10 < n % ≤ 50), abondance 

maximum (50 < n % ≤ 100). 

La fréquentation des différents milieux par la 

Cigogne blanche et le Héron garde-bœufs a 

été suivie sur trois itinéraires-échantillons 

longs de respectivement 10, 15 et 20 km. Ils 

ont été parcourus une fois par semaine à 

vitesse modérée (45 km/h), de janvier à août 

1995 en ce qui concerne la Cigogne blanche 

et de novembre 1994 à octobre 1995 pour le 

Héron garde-bœufs. Tous les groupes de 

Cigognes blanches et de Hérons garde-bœufs 

aperçus posés étaient dénombrés, éventuellement 

en faisant un arrêt. Il ne fut pas tenu 

compte des individus observés en vol. Les 

caractéristiques de chaque milieu fréquenté 

par les oiseaux (type de milieu, superficie et 

pratiques agricoles) ont été notées. L’indice 

de fréquentation d’un biotope donné est défini 

comme le quotient du nombre d’oiseaux 

recensés dans celui-ci par sa superficie en % 

de la superficie totale de la zone de référence 

fréquentée par ces oiseaux (Ellison et al. 

1977). 

Des observations directes sur l’activité de 

chasse et d’alimentation des deux échassiers 

ont été réalisées en suivant aux jumelles une 

Cigogne ou un Héron garde-bœufs et en 

notant attentivement les proies qu’il capturait. 

Ce travail a nécessité un certain apprentissage, 

car la détermination aux jumelles des invertébrés, 

proies essentielles de la Cigogne blanche 

et du Héron garde-bœufs, est délicate. Pour 

limiter cet inconvénient, nous avons recherché 

ces proies sur le terrain, entre autres lors 

des labours. De mars à juillet 1995, nous 

avons effectué 100 heures d’observation 

cumulées sur l’activité de chasse de chacune 

des deux espèces, correspondant à 320 observations 

avec une durée moyenne de 18 minutes 

pour chacune d’elles. Cette méthode a déjà 

été employée sur diverses espèces de hérons, 

dont le Héron garde-bœufs, notamment par 

Siegfried (1971), Grubb (1976), Voisin (1978, 

1991), Hafner et al. (1982) et Bredin (1983). 

En outre, une approche quantitative de l’activité 

d’alimentation de la Cigogne blanche et 

du Héron garde-bœufs, elle aussi fondée sur 

des observations directes, a été également 

abordée de mars à juillet 1995 en fonction des 

milieux trophiques fréquentés et des saisons. 

Cette approche partielle « coût-bénéfice » a 

pris en compte : 

– le nombre de proies capturées avec succès 

par minute et le poids sec ingéré (en g par 

minute) ; 

– le nombre d’échecs par minute et le nombre 

de pas effectués par minute. 



Le pourcentage d’échecs des captures est calculé 

comme suit : 

Pourcentage d’échecs = 

Nombre de proies manquées x 100 

Nombre de proies capturées 

+ nombre de proies ratées 

Toutefois, nous n’avons pas pu prendre en 

compte les autres paramètres du coût de l’alimentation 

(vol, capture des proies, valeur 

énergétique des proies et coefficient d’assimilation). 

Ces paramètres ont été calculés à chaque 

observation, et nous avons établi la moyenne 

mensuelle de chacun d’entre eux. 

Les masses sont exprimées en poids sec, après 

24 heures de déshydratation à 90 o C. Les biomasses 

sont calculées par référence à la masse 

de spécimens frais capturés dans la nature, ou 

bien, lorsque cela n’a pas été possible, à partir 

de données de la littérature. 


Résultats 

Phénologie de la fréquentation 

des aires de gagnage 

par la Cigogne blanche 

Dans la vallée du Sébaou, la Cigogne blanche 

s’alimente dans des milieux très divers. 

Globalement, c’est au mois de juin, époque 

de l’envol des cigogneaux, que les indices de 

fréquentation sont les plus élevés (tableau 1). 

En hiver, la Cigogne blanche fréquente surtout 

les mares temporaires et les prairies, ce 

qui est probablement la conséquence de l’appauvrissement 

des autres biotopes en proies 

potentielles (figure 1). Ces milieux offrent en 

cette saison une abondante faune d’insectes et 

de batraciens. Bien que plutôt pauvres en 

hiver, les cultures basses et les vergers offrent 

toutefois une petite faune utilisable par la 

Cigogne blanche, sous la forme de coléoptères 

et d’orthoptères. Il en est de même des 

labours, qui, bien que faiblement fréquentés, 

offrent une faune importante de rongeurs et 

d’orthoptères. Les décharges publiques, qui 

ne sont fréquentés qu’au mois de mars, abritent 

une importante faune de coléoptères 

coprophages et détritivores en plus de déchets 

urbains. Les friches sont démunies de végétation 

en hiver et n’attirent plus la cigogne. 

Quant aux bois, ils n’offrent pas la sécurité 

nécessaire pour attirer la Cigogne durant cette 

saison, faute d’une bonne visibilité. Il faut 

Tableau 1 – Indices de fréquentation des divers milieux de la vallée du Sébaou par la Cigogne blanche (Ciconia ciconia) 

en 1995 (X : moyenne arithmétique ; σ : écart type de la moyenne). 

Table 1 – Frequentation indices of the various habitats of the Sébaou valley by the white Stork (Ciconia ciconia) 

in 1995 (X: arithmetic mean; σσ: standard deviation). 

Saisons Hiver Printemps Été Total 

(40 individus) (111 individus) (161 individus) 

Mois I II III IV V VI VII VIII 

Types de milieux 

Cultures basses 0,00 0,25 1,25 2,00 0,50 0,00 0,00 0,00 4,00 

Vergers 0,00 0,00 2,00 0,00 0,00 1,50 0,00 0,00 3,50 

Champs labourés 0,50 0,20 0,20 1,50 0,25 2,50 0,00 0,70 5,85 

Friches 0,00 0,00 0,25 0,00 0,00 3,50 0,00 0,00 3,75 

Prairies 0,00 2,25 0,50 4,25 0,20 1,50 1,50 0,00 10,20 

Mares temporaires 

et bords des oueds et ruisseaux 1,00 0,50 1,50 0,50 0,75 2,00 0,00 0,00 6,25 

Immondices 0,00 0,00 0,25 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,25 

Bois 0,00 0,08 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,08 

X 0,06 0,50 0,74 1,03 0,21 1,37 0,18 0,08 

σ 0,06 0,26 0,26 0,53 0,09 0,46 0,18 0,08 

Total mois 1,50 3,28 5,95 8,25 1,70 11,00 1,50 0,70 

Total saisons 10,73 20,95 2,20 33,88 

19


Figure 1 – Disponibilités en proies animales actives dans les cinq stations 

échantillonnées aux différents mois de l’année, d’octobre 1994 

à septembre 1995. 

(n % : abondance relative du taxon considéré en nombre.) 

Figure 1 – Availabilities in active animal preys in the five stations sampled 

during the different months of the year, from october 1994 to 

september 1995. 

(n %: Relative frequency in number of those taxa considered.) 

20 

Mois 

X XI XII I II III IV V VI VII VIII IX 

Absence (n % = 0) 

Présence en petit nombre (n % ≤ 10) 

Abondance (10 < n % ≤ 50) 

Maximum d’abondance (50 < n % ≤ 100) 

Amphibia 

Reptilia 

Mammalia 

Gastropoda 

Arachnida 

Myriapoda 

Crustacea 

Annelida 

Terrestrial Coleoptera 

Aquatic Coleoptera (Dytiscidae & Hydrophilidae) 

Orthoptera 

Hymenoptera 

Hemiptera 

Homoptera 

Diptera 

Nevroptera 

Dermaptera 

Odonata 

Mantoptera 

Lepidoptera 

toutefois noter les faibles effectifs hivernaux 

de Cigognes blanches, qui se limitent aux premiers 

migrateurs arrivés à partir du mois de 

janvier qui s’ajoutent aux rares individus 

hivernants (40 individus observés au total). 

Au printemps, la Cigogne blanche fréquente 

les prairies et les champs labourés où elle 

trouve des orthoptères et des coléoptères. Elle 

visite encore les friches, les cultures basses et 

les mares temporaires, mais dédaigne les 

décharges et les bois. Les friches pâturées 

offrent beaucoup de coléoptères. Les biotopes 

humides attirent les cigognes du fait de leur 

faune diversifiée, notamment des coléoptères 

aquatiques. Cent onze cigognes ont été observées. 

En été, avec l’envol des jeunes, l’effectif des 

cigognes augmente pour atteindre 161 observations 

au mois d’août. La Cigogne ne fréquente 

plus guère que les prairies et les 

labours où elle trouve une abondante faune de 

coléoptères et d’orthoptères, notamment dans 

les prairies amendées de fauche ou de pâture. 

La fréquentation assidue de ces dernières 

montre les relations qui existent entre les 

grands herbivores, les prairies hygrophiles 

qu’ils pâturent et les grands échassiers, 

cigognes et hérons, qui se nourrissent entre 

autres de coprophages, relations encore 

intactes dans la région. Les labours offrent de 

leur côté une variété de proies exhumées par 

la charrue (myriapodes, formicidés et rongeurs). 

Phénologie de la fréquentation 

des aires de gagnage 

par le Héron garde-bœufs 

Dans la vallée du Sébaou, le Héron gardebœufs 

fréquente lui aussi des lieux de 

gagnage très diversifiés. D’une manière générale, 

c’est au mois de juin, époque de l’envol 

des héronneaux, que les indices de fréquentation 

sont les plus élevés (tableau 2). En 

automne, le Héron garde-bœufs fréquente 

essentiellement les cultures basses et les 

labours, surtout après les premières pluies. En 

effet, le passage de la charrue met à jour une 

quantité de proies potentielles, entre autres 

des grenouilles et des rongeurs, parfois blessés, 

et les indices de fréquentation mensuels 

de ces milieux sont à l’image de l’intensité du 

travail du sol. Les cultures attirent certains 

insectes, notamment des orthoptères, dont le 

maximum de captures se situe au début de 

l’automne, conformément à leur disponibilité. 



Tableau 2 – Indices de fréquentation des divers milieux de la vallée du Sébaou par le Héron garde-bœufs en 1994/1995 

(X : moyenne arithmétique ; σ : écart type de la moyenne). 

Table 2 – Frequentation indices of the various habitats of the Sébaou valley by Cattle Egret in 1994/1995 

(X: arithmetic mean; σσ: standard deviation). 

Périodes d’hivernage de reproduction Total 

Saisons Automne Hiver Printemps Été 

(40 ind.) (80 ind.) (120 ind.) (150 ind.) 

Mois XI XII I II III IV V VI VII VIII IX X 

Types de milieux 

Cultures basses 1,50 0,50 0,00 0,25 1,25 2,00 0,50 0,00 1,00 0,50 0,00 2,00 9,50 

Vergers 0,00 0,00 0,00 0,00 2,00 0,00 0,00 1,50 0,00 0,00 0,00 0,00 3,50 

Champs labourés 3,00 0,00 1,50 0,20 0,20 1,50 0,25 3,50 0,00 0,70 0,00 2,50 13,35 

Friches 0,00 0,20 0,00 0,00 0,25 0,00 0,00 3,50 0,00 0,00 0,00 0,00 3,95 

Prairies 0,00 0,00 0,00 2,25 0,50 4,25 0,20 1,50 1,50 0,00 0,00 0,00 10,20 

Mares temporaires 

et bords des oueds 

et ruisseaux 0,35 0,75 1,00 0,50 1,50 0,50 0,75 1,20 0,20 0,20 0,75 0,10 7,80 

Immondices 0,00 0,00 1,50 0,75 0,25 0,50 0,20 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 3,20 

Bois 0,00 0,00 0,00 0,08 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,08 

X 0,60 0,18 0,50 0,59 0,74 1,09 0,23 1,40 0,33 0,17 0,02 0,57 

σ 0,38 0,10 0,25 0,26 0,26 0,52 0,09 0,51 0,20 9,77 0,02 0,36 

Total mois 4,85 1,45 4,00 4,03 5,95 8,75 1,90 11,20 2,70 1,40 0,75 4,60 51,58 

Total saisons 6,30 13,98 21,85 4,85 4,60 51,58 

Cependant, les effectifs du Héron gardebœufs 

diminuent sensiblement en automne et 

leur distribution devient irrégulière, et c’est 

sans doute pour cela qu’en cette saison la fréquentation 

des prairies et des décharges 

devient nulle, et celle des friches et mares 

temporaires faible. 

En hiver, la plupart des biotopes s’appauvrissent 

en proies potentielles, et les Hérons 

garde-bœufs qui restent dans la vallée du 

Sébaou fréquentent les mares temporaires, les 

prairies et les décharges. Les mares temporaires 

et surtout les prairies humides offrent à 

ce moment une abondante faune de coléoptères 

aquatiques et d’amphibiens. Les 

décharges publiques, que les Hérons gardebœufs 

fréquentent au maximum en hiver, abritent 

une importante faune de coléoptères 

coprophages et détritivores. Bien que plutôt 

pauvres en hiver, les vergers et les cultures 

basses offrent cependant une petite faune utilisable 

sous la forme de coléoptères et d’orthoptères 

hivernant à l’état adulte. Il en est de 

même des labours, qui connaissent une baisse 

de fréquentation, bien qu’ils offrent encore 

une faune importante, par exemple de rongeurs 

et d’orthoptères. En début d’hiver, des 

troupes allant jusqu’à 80 Hérons garde-bœufs, 

parfois accompagnés de Cigognes blanches et 

de Goélands argentés Larus argentatus, ont 

été observés cherchant ces proies mises au 

jour par la charrue. Toujours en hiver, le 


garde-bœufs ne s’aventure que très rarement 

dans les maquis et les bosquets, où il semble 

attiré par le bétail. 

Au printemps, les proies sont généralement 

abondantes, et le Héron garde-bœufs fréquente 

beaucoup les prairies hautes, où il 

trouve tant des orthoptères que des coléoptères. 

À ce moment, les labours sont dans la 

région aussi intense qu’en automne, et, 

comme à cette saison, on peut l’observer suivant 

la charrue en compagnie de Goélands 

argentés et de Cigognes blanches. Il fréquente 

aussi les friches, les cultures basses et les 

mares temporaires, mais a tendance à délaisser 

les décharges. 

En été, au contraire, le Héron garde-bœufs ne 

chasse plus guère que dans les cultures basses 

irriguées et dans les prairies. Dans la vallée 

du Sébaou, ces milieux sont très étendus et 

riches en proies, notamment les insectes dont 

le maximum d’abondance se situe de juillet à 

octobre, à un moment où les autres sources de 

nourriture ont tendance à devenir moins abondantes 

et même à se tarir. À cette époque, le 

Héron garde-bœufs fréquente aussi beaucoup 

les biotopes humides, notamment le bord des 

oueds, où il vient boire et chasser des proies 

enfouies dans le sable, comme des dermaptères, 

des coléoptères dytiscidés et de rares 

reptiles. Enfin, il visite les quelques labours 

encore effectués en cette saison. 

21


22 

Composition des régimes alimentaires 

de la Cigogne blanche 

et du Héron garde-bœufs 

déterminée par observation directe 

Numériquement, les insectes représentent les 

deux tiers des proies capturées par la Cigogne 

blanche, mais ne comptent cependant que 

pour une part infime de la biomasse ingérée 

(tableau 3). Ce sont surtout les espèces épigées 

qui sont prélevées, représentant près de 

la moitié des captures. Les lombrics sont 

assez bien représentés tant en nombre (près 

d’une proie sur cinq) qu’en biomasse 

(10,5 %). Capturés en faible quantité, les 

insectes souterrains et aquatiques représentent 

une biomasse très faible. Les myriapodes sont 

représentés par des effectifs et une biomasse 

négligeables. Les vertébrés, bien que faiblement 

représentés en nombre avec un peu plus 

d’une capture sur dix, représentent à eux seuls 

les trois quarts de la biomasse ingérée 

(84,82 %), avec surtout des batraciens. 

Les insectes épigés représentent un peu moins 

de la moitié des proies capturées par le Héron 

garde-bœufs, mais moins d’un dixième de la 

masse totale. Ils sont capturés dans tous les 

milieux fréquentés. En revanche, les lombrics 

et les batraciens, qui constituent respectivement 

plus du quart et de la moitié des proies 

capturées en terme de biomasse, ne représentent 

qu’une proportion très faible, voire négligeable 

du nombre des captures. Ils proviennent 

exclusivement des prairies humides et 

des labours. Les insectes aquatiques sont 

encore moins représentés, tant en nombre 

qu’en biomasse. Bien que représentant plus 

du quart des proies, les insectes aériens ne 

représentent qu’une biomasse négligeable. Ils 

proviennent de tous les milieux, mais sont 

capturés essentiellement dans les friches. Les 

insectes souterrains ne représentent qu’un 

dixième des proies capturées, mais une biomasse 

comparable à celle des insectes épigés. 

Ils sont capturés uniquement dans les friches 

et les labours. 

Fluctuations mensuelles de l’effort 

de capture de la Cigogne blanche 


Le nombre moyen de proies capturées par 

minute par la Cigogne blanche baisse de mars 

à avril puis augmente et culmine en mai 

(tableau 4). Chez le Héron garde-bœufs, la 

valeur la plus élevée est atteinte au mois 

d’avril, suivi par les mois de mars et mai 

(tableau 5). Chez ces deux espèces, les valeurs 

maximum coïncident avec l’élevage des 

jeunes, quand les besoins énergétiques sont 

les plus élevés, et les minimums après l’émancipation 

des juvéniles. La reprise constatée en 

juillet pour la cigogne correspond à l’engraissement 

préalable à la migration. 

Parallèlement, le poids sec des proies ingérées 

par minute par la Cigogne blanche et le Héron 

garde-bœufs atteint ses valeurs les plus élevées 

pendant l’élevage des jeunes, et les plus 

basses après l’émancipation de ceux-ci. Une 

légère reprise s’observe encore en juillet chez 

la Cigogne blanche. La taille des proies per- 

Tableau 3 – Composition des régimes alimentaires de la Cigogne blanche et du Héron garde-bœufs d’après les observations directes 

(n : nombre de spécimens ; b : biomasse (poids sec en g) ; n % et b % : abondance relative en nombre et en biomasse du 

taxon considéré). 

Table 3 – Composition of the diets of the white Stork and Cattle Egret obtained after direct observations 

(n: number of specimens; b: biomass (dry weight in g); n% and b%: relative frequency and biomass percentage). 

Cigogne blanche Héron garde-bœufs 

Taxons n n% b en g b% n n% b en g b% 

Vertebrata 39 13,88 84,82 12 1,77 56,54 

Amphibia 33 11,74 148,50 75,64 12 1,77 54,00 56,54 

Aves, œufs de Columbidés 3 1,07 0 0,00 0,00 0,00 

Mammalia sp. ind. 3 1,07 18,00 9,17 0 0,00 0,00 0,00 

Invertebrata 242 86,12 15,18 667 98,24 43,42 

Annelida, Lumbricidae 50 17,79 22,50 11,46 60 8,84 27,00 28,29 

Myriapoda 4 1,42 1,68 0,85 0 0,00 0,00 0,00 

Insecta 188 66,90 2,87 607 89,40 15,14 

Insectes terrestres 132 46,97 3,96 2,02 295 43,45 8,85 9,27 

Insectes aquatiques 20 7,12 0,60 0,30 52 7,66 1,56 1,63 

Insectes souterrains 36 12,81 1,08 0,55 72 10,60 2,16 2,26 

Totaux et pourcentages 281 100,00 196,32 100,00 679 100,00 95,45 100,00 



Tableau 4 – Variations mensuelles de la moyenne des paramètres de l’effort de capture de la Cigogne blanche 

(X : moyenne arithmétique ; σ : écart type de la moyenne ; C.V. : coefficient de variation). 

Table 4 – Monthly variations of the average of the feeding effort parameters of the white Stork 

(X: arithmetic mean; σ: standard deviation; C.V.: variation coefficient). 

Mois III IV V VI VII X σ C.V. 

Paramètres 

Nombre de proies/mn 3,20 3,00 4,30 1,20 2,70 2,88 0,49 34,68 

Poids sec (g/mn) 0,14 0,24 0,08 0,02 0,06 0,10 3,82 70,85 

Pourcentage d’échecs/mn 37,25 25,00 28,33 47,80 54,23 38,52 5,57 28,93 

Nombre de pas/mn 47,80 97,70 36,70 31,40 30,20 43,36 15,44 71,25 

Tableau 5 – Variations mensuelles de la moyenne des paramètres de l’effort de capture du Héron garde-bœufs 

(X : moyenne arithmétique ; σσ : écart type de la moyenne ; C.V. : coefficient de variation). 

Table 5 – Monthly variations of the average of the feeding effort parameters of Cattle Egret 

(X: arithmetic mean; σσ: standard deviation; C.V.: variation coefficient). 

Mois III IV V VI VII X σ C.V. 

Paramètres 

Nombre de proies/mn 5,00 6,20 4,86 2,80 1,33 4,03 0,87 43,09 

Poids sec (g/mn) 0,23 0,35 0,24 0,07 0,03 0,18 5,89 64,08 

Pourcentage d’échecs/mn 9,58 3,12 8,64 8,49 8,90 7,74 1,17 30,24 

Nombre de pas/mn 26,26 27,80 24,90 25,30 20,60 21,37 4,71 44,16 

met d’expliquer une partie de ces variations : 

de mars à mai, des lombrics atteignant 0,42 g 

de poids sec par individu sont fréquents parmi 

les proies des deux espèces, et absents en juin 

et juillet. 

Chez la Cigogne blanche, le pourcentage 

moyen d’échecs par minute baisse de mars à 

avril puis augmente pour culminer en juillet. 

Chez le Héron garde-bœufs au contraire, ce 

paramètre est presque constant, avec cependant 

des valeurs un peu plus fortes en mars, 

mai, juin et juillet. La plus faible se situe en 

avril quand l’oiseau consomme davantage de 

lombrics, faciles à repérer et à capturer. 

Le nombre moyen de pas par minute effectués 

par les deux espèces au gagnage augmente à 

partir de mars pour culminer en avril et 


atteindre un minimum en juillet. Le maximum 

printanier se produit lorsque les oiseaux suivent 

la charrue pour se nourrir, d’où une forte 

dépense d’énergie. Le minimum estival correspond 

à la période de post-reproduction, et 

peut s’interpréter comme une baisse de l’effort 

de chasse. 

Fluctuations de l’effort de capture 

de la Cigogne blanche 


en fonction des biotopes fréquentés 

Le nombre moyen de proies capturées par 

minute par la Cigogne blanche est très élevé 

dans les biotopes humides, et au contraire le 

plus faible dans les vergers (tableau 6). Pour 

Tableau 6 – Variations de l’effort de capture de la Cigogne blanche en fonction des biotopes fréquentés 

(X : Moyenne arithmétique ; σσ : écart type de la moyenne ; C.V. : coefficient de variation). 

Table 6 – Variations of the feeding effort of the white Stork according to the attended biotopes 


Biotopes Labours Cultures Vergers Prairies Friches Milieux Immondices X σ C.V. 

humides 

Paramètres 

Nombre de proies/mn 2,33 2,75 1,26 1,77 2,81 4,70 2,87 2,64 0,41 38,11 

Poids sec (g/mn) 0,45 0,08 0,05 0,03 0,14 0,08 0,06 0,12 0,05 106,66 

Pourcentage d’échecs/mn 42,90 36,36 52,38 58,75 71,17 48,93 84,91 56,48 6,34 27,52 

Nombre de pas/mn 65,71 32,20 35,66 26,90 16,94 16,10 2,40 27,98 7,58 66,41 

23


Tableau 7 – Variations de l’effort de capture en fonction des biotopes fréquentés par le Garde-bœufs dans le Haut Sébaou 

(X : moyenne arithmétique ; σσ : écart type de la moyenne ; C.V. : coefficient de variation ) 

Table 7 – Variations of the feeding effort parameters according to the biotopes attended by the Cattle Egret in High Sébaou 


24 

Biotopes Labours Cultures Vergers Prairies Friches Milieux Immondices X σ C.V. 

humides 

Paramètres 

Nombre de proies/mn 3,66 3,05 1,22 2,43 5,83 3,58 3,25 3,35 0,52 38,58 

Poids sec (g/mn) 0,46 0,05 0,02 0,06 0,21 0,05 0,05 0,12 6,00 114,41 

Pourcentage d’échecs/mn 1,61 2,20 3,20 6,53 4,11 8,43 2,90 4,14 0,93 55,30 

Nombre de pas/mn 19,13 18,20 15,00 16,66 30,25 14,91 6,00 13,30 2,33 42,98 

le Héron garde-bœufs, la valeur la plus élevée 

est notée dans les friches, où sont prises de 

nombreuses petites proies, et plus faible dans 

les terrains fauchés (tableau 7). Variable selon 

les milieux, le nombre de proies capturées par 

minute n’est pas lié au poids sec ingéré. Ceci 

s’explique tant par des différences de la taille 

des proies que par leur abondance dans les 

différents milieux. 

En ce qui concerne la biomasse ingérée, les 

biotopes les plus favorables pour les deux 

espèces sont les labours où elles trouvent surtout 

de grosses proies peu mobiles comme les 

lombrics, et donc un apport énergétique fort. 

Pour la Cigogne blanche, les décharges, les 

vergers et les prairies sont les sites de gagnage 

les moins favorables. Ce sont les milieux 

humides et les terrains fauchés qui conviennent 

le moins au Héron garde-bœufs, qui ne 

les fréquente que pendant la période de postreproduction, 

lorsque son activité alimentaire 

est la plus faible. 

Chez la Cigogne blanche, la plus forte valeur 

du pourcentage moyen d’échecs par minute 

est enregistrée dans les friches, où l’herbe 

haute la gêne pour chasser. Au contraire, le 

plus grand taux d’échecs est enregistré pour 

le Héron garde-bœufs dans les milieux 

humides où il recherche des proies aquatiques 

difficiles à capturer. Le taux d’échecs par 

minute est faible chez les deux espèces dans 

les labours, là où elles capturent des proies 

souterraines mises à jour par la charrue, 

comme les lombrics. Leur efficacité y est 

donc meilleure. 

C’est dans les décharges que la Cigogne 

blanche effectue le moins de pas par minute, 

et en suivant les charrues dans les labours 

qu’elle en effectue le plus. Au contraire, c’est 

dans les friches, alors qu’il accompagne le 

bétail et chasse les petits animaux effrayés par 

ce dernier que le Héron garde-bœufs en effectue 

le plus. Un nombre de pas par minute plus 

important se traduit par une dépense d’énergie 

plus forte, mais qui peut être largement 

compensée par un nombre de prises plus 

importantes. Le faible nombre de pas par 

minute enregistré en particulier chez le gardebœufs 

dans les milieux humides paraît essentiellement 

dû à la difficulté d locomotion dans 

ce milieu. 

Discussion 

En une même localité, les indices de fréquentation 

des milieux par la Cigogne 

blanche et le Héron garde-bœufs varient d’une 

saison à l’autre en fonction des disponibilités 

alimentaires, qui sont elles-mêmes fonction 

du cycle biologique des proies. 

La Cigogne blanche trouve la plus grande partie 

de son alimentation dans les prairies, les 

mares temporaires, les terrains labourés et les 

cultures qu’elle fréquente toute l’année. Les 

autres milieux, comme les décharges 

publiques, ne le sont qu’en hiver. On retrouve 

ce schéma de fréquentation dans les pays 

européens : au Danemark, les exploitations 

agricoles extensives sont visitées à 63 % et 

intensives à 37 % (Skov 1991), en Allemagne 

du Nord, les cigognes exploitent de préférence 

les habitats à végétation basse et ceux 

où des travaux agricoles sont en cours (Thomsen 

1995 ; Thomsen & Struwe 1994). Dans le 

nord-est de la France, ce sont les prairies, 

notamment les prairies de fauche, et les étangs 

qui constituent les milieux préférentiels 

(Coppa 1991, Lestan 1991). En Espagne, de 

fortes concentrations de cigognes se forment 

sur les décharges pendant la période d’hivernage 

(Marchamaldo de Blas 1995). Ces choix 

semblent dictés par de bonnes conditions de 

détection des proies, ainsi que par la possibi- 



lité de se déplacer sans être entravé par la 

végétation. Ces dernières années, on a 

observé toujours plus de cigognes qui cherchaient 

leur nourriture sur les dépôts d’ordures. 

C’est peut-être dans le nombre croissant 

de ces décharges publiques et dans la 

destruction des ressources naturelles d’alimentation 

des cigognes qu’il faut voir les 

causes du changement de comportement de 

ces oiseaux (Martinez Rodríguez & Fernández 

1995). D’après Martinez Rodríguez 

(1995), les décharges publiques constituent 

des ressources alimentaires nouvelles en 

Espagne pour la Cigogne blanche, les milans, 

les mouettes, les étourneaux, les renards, les 

sangliers et les goélands. 

En Allemagne (région de l’Elbe moyen), 

Dziewiaty (1994) a noté que les cigognes fréquentent 

assidûment les prairies (> 85 %), 

surtout les pâturages humides. De même dans 

le nord-est de la Pologne, les lombrics sont 

consommés dans les pâturages et prairies 

humides (Pinowski et al. 1991). D’après 

Pinowska & Pinowski (1989) en Pologne, la 

biomasse consommée par unité de temps est 

importante en raison du type de proie capturée 

(amphibiens et rongeurs). Il en ressort que 

la présence de milieux avec une forte densité 

de batraciens et de micromammifères détermine 

la distribution des nids et le succès de la 

reproduction. 

En Kabylie, le Héron garde-bœufs trouve la 

plus grande partie de son alimentation dans 

les labours, les prairies, les cultures basses, 

les zones humides et les mares temporaires, 

qui sont fréquentés toute l’année. Par contre, 

en Camargue, il est présent toute l’année dans 

les marais (Voisin 1991), et les autres milieux 

ne sont fréquentés qu’en période de disette, 

comme par exemple les décharges (Hafner 

1977 ; Franchimont 1985). Les Ardéidés du 

delta du fleuve Sénégal, le Héron garde-bœufs 

en particulier, exploitent essentiellement les 

prairies herbeuses et à un degré moindre les 

zones marécageuses (Voisin 1991). Hafner & 

Fasola (1992) ont montré que, en France, 

Espagne et Italie, le Héron garde-bœufs n’utilise 

qu’une gamme assez étroite de biotopes 

secs et humides. Partout, il est fortement attiré 

par le bétail et les chevaux. Dans la vallée du 

Sébaou, sur 500 observations de Hérons 

garde-bœufs au gagnage, 72 % se trouvaient 

en association avec du bétail, dont 52 % avec 

des bovins, 17 % avec des moutons et 3 % 

avec des chèvres. Neuf pour cent suivaient des 

tracteurs et 1 % des moissonneuses-batteuses. 


Dans ses grandes lignes, le régime alimentaire 

du Héron garde-bœufs et celui de la Cigogne 

blanche se ressemblent beaucoup dans la vallée 

du Sébaou. Dans les deux cas, les insectes 

dominent largement en nombre toutes les 

autres classes animales, tout en ne représentant 

qu’une petite partie de la biomasse ingérée. 

Les lombrics occupent une bonne place 

tant en nombre qu’en biomasse, et les vertébrés, 

bien que peu nombreux, comptent à eux 

seuls pour la quasi-totalité de la biomasse 

ingérée. La même tendance est remarquée par 

Struwe & Thomsen (1991) en Allemagne, où 

les vertébrés totalisent 75 % de la biomasse 

ingérée par la Cigogne blanche. En Allemagne 

du Nord, les batraciens et les vers de 

terre (Lumbricidés) constituent la plus grande 

part de la biomasse ingérée (Thomsen 1995 ; 

Thomsen & Struwe 1994). Dans le Dannenberger 

Marsch en Basse Saxe, les vertébrés 

occupent 80 % en poids du menu de la 

Cigogne blanche avec surtout des rongeurs 

(Dziewiaty 1992). Au Danemark, la nourriture 

exclusive de la Cigogne blanche est composée 

de lombrics, de grenouilles, de mammifères 

et d’insectes (Skov 1991). La 

Cigogne se nourrit en Espagne en période 

d’hivernage d’écrevisses Procambarus clarkii 

et de carpes Cyprinus carpio présentes en 

abondance (Sánchez et al. 1995). 

Concernant le régime alimentaire du Héron 

garde-bœufs, les insectes terrestres représentent 

également l’essentiel des proies capturées 

en nombre. Ils sont capturés dans tous les 

milieux fréquentés. En revanche, les batraciens 

et les lombrics qui constituent l’essentiel 

des proies capturées en termes de biomasse, 

ne représentent que peu de captures. 

Ils proviennent exclusivement des prairies 

humides et des labours. La faible proportion 

de batraciens dans le Sébaou s’explique par 

l’assèchement de la région qui est soumise à 

une exploitation intensive des herbages. Britton 

& Moser (1982) et Voisin (1991) signalent 

en Camargue la présence dans le régime 

alimentaire du Héron garde-bœufs de Gambusia 

affinis. Le Héron garde-bœufs est un 

insectivore (consommant surtout des coléoptères 

et des orthoptères) avec une tendance 

carnivore plus ou moins marquée suivant les 

situations (Bredin 1983), entre autres lorsqu’il 

niche, car ses jeunes ont besoin de vertébrés 

(Voisin 1991). 

Concernant l’effort de capture, la Cigogne 

blanche capture en Kabylie, en moyenne, 

2,88 proies par minute. En guise de compa- 

25


26 

raison, en Allemagne, elle capture en 

moyenne 1,6 proie par minute, et jusqu’à 24 

par minute lorsque la nourriture est très abondante 

(Lohmer et al. 1980 in Pinowska & 

Pinowski 1989). Selon Struwe & Thomsen 

(1991), toujours en Allemagne, l’effort de 

capture varie d’un mois à un autre et en fonction 

des milieux. À titre d’exemple, le nombre 

de proies capturées/mn est de 9,1 dans les 

prés et prairies (soit 7,1 g/mn). En Allemagne 

du Nord, le succès de capture des proies était 

le plus élevé sur les prés fauchés et les terres 

ouvertes mais ce type d’habitat n’est disponible 

que temporairement et ne permet pas de 

couvrir les besoins alimentaires durant toute 

la période de reproduction (Thomsen 1995 ; 

Thomsen & Struwe 1994). Selon Carrascal et 

al. (1990), le « peck success » est de 60 %. 

Dans le Dannenberger Marsch en Basse Saxe, 

la Cigogne blanche consomme en moyenne 

dans les prairies humides environ 5 g de 

proies par mn (Dziewiaty 1992). 

Les variations de l’effort de capture en fonction 

des biotopes chez le Héron garde-bœufs 

montrent que les biomasses ingérées les plus 

élevées sont prises dans les labours, et les 

moins élevées dans les terrains fauchés et les 

milieux humides. Les milieux qui permettent 

des biomasses ingérées moyennes pour un 

effort de capture moyen sont les terrains fauchés. 

L’effort de capture exprimé par le 

nombre de pas est maximal dans les friches. 

L’efficacité de chasse exprimée par le pourcentage 

d‘échecs est maximale dans les 

labours et minimale dans les milieux humides. 

Les seules données existantes pour les besoins 

alimentaires du Héron garde-bœufs proviennent 

du travail de Siegfried (1969) réalisé en 

Afrique du Sud sur des oiseaux captifs. Ces 

oiseaux nourris de viande fraîche ont consom - 

mé en moyenne sur 114 jours : 68 g/jour/individu, 

ce qui représente une consommation 

journalière correspondant à environ 18 % du 

poids de l’oiseau. Taux voisin de celui 

observé chez les oiseaux captifs ayant peu de 

dépenses énergétiques. Le maximum de 

consommation correspond comme on devait 

s’y attendre à l’hiver (pour des oiseaux 

n’ayant pas de jeunes à nourrir). Si l’on transcrit 

cette consommation moyenne en calories, 

on arrive à une ingestion de 105 kcal/jour/ 

individu, ce qui est logiquement nettement 

supérieur aux valeurs du métabolisme basal 

que l’on peut calculer d’après la formule proposée 

par King & Farner in Bredin (1983) et 

qui donne un métabolisme basal de 36 kcal/ 

jour/oiseau. 

Les résultats de l’étude permettent de formuler 

certaines recommandations à appliquer 

pour la conservation des habitats de la 

Cigogne blanche et du Héron garde-bœufs en 

Algérie, à l’instar de ce qui est fait pour la 

Cigogne blanche au Danemark (Skov 1991). 

En Suisse, la conservation de la Cigogne est 

soutenue par une politique régionale s’étendant 

au paysage tout entier : extensification de 

l’agriculture et constitution de réseaux de biotopes 

; entretien ou exploitation extensive des 

surfaces naturelles, mesures de compensation 

écologique ; revitalisation écologique de parcelles 

appartenant à l’État ; promotion de 

l’agriculture biologique ; intégration de la 

revitalisation de surfaces cultivées et des 

cigognes blanches dans le cadre d’exploitations 

sélectionnées (Zingg 1995). En Algérie, 

les ressources alimentaires doivent également 

être disponibles continuellement dans les 

environs immédiats des nids ; pour remplir 

ces conditions, il faut une mosaïque de petites 

parcelles de prés exploités en continu durant 

toute la saison de reproduction ; l’inondation 

périodique de prairies extensives doit être réalisée 

à proximité de sites de reproduction des 

batraciens ; un réseau de friches et d’autres 

structures fonctionnant comme réservoir de 

proies variées doit être réalisé. À ce propos, 

Hafner et al. (1997) ont montré que la distribution 

des colonies d’oiseaux d’eau n’était 

pas le fruit du hasard ; elle dépend de l’étendue 

et de la qualité des zones propices à l’alimentation. 

C’est dans ces zones que l’on doit 

veiller au maintien et à la gestion des bosquets 

et des bois utilisés traditionnellement par les 

Ardéidés. C’est pour cela que la protection et 

la gestion des sites de reproduction sont des 

mesures importantes. Dans certains secteurs 

méditerranéens, des plantations pourraient 

s’avérer nécessaires à moyen terme, comme 

cela se fait déjà avec succès en Italie et 

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Fasola 1997 ; Kushlan & Hafner 2000). 

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(Schweiz): 143-145. 


Priority Zones 

for Mediterranean protected 

agro sylvo pastoral landscapes 

Les zones prioritaires 

pour les paysages agro-sylvo-pastoraux méditerranéens 

Abstract 

The conservation of Mediterranean protected 

agro sylvo pastoral landscapes very often has to 

reconcile conflicting forces related to socio-economic 

interests on the one hand and the needs 

of biodiversity protection on the other. These 

latter can be relevant in defining the environmental 

ranges and the biological constraints on 

which a sustainable use of protected landscapes 

should be developed. In this regard, the design 

of protected areas and their zoning play a pivotal 

role determining where and which activities 

should or should not be carried out. This 

paper considers two neighbouring parks in 

southern Italy, both characterized by large 

expanses of Mediterranean steppe grasslands 

and inhabited by the largest Italian population 

of the lesser kestrel (Falco naumanni). In the 

study area, the lesser kestrels nest mainly in the 

historical centres of the towns surrounding the 

parks and feed in large open areas occupied 

mainly by cereal crops and steppe grasslands. 

Given the ecological role and the high conservation 

value of the lesser kestrel, the design of 

the two parks should encompass those areas 

needed to preserve the local population. In 

order to determine whether steppe variables 

(amount and types, at different distances from 

nest sites) were significant predictors of the 

colony sizes (dependent variables) of the lesser 

kestrel, a multiple linear regression analysis was 

conducted. The analysis showed colony size to 

be correlated significantly with the amount of 

steppe within a radius of 7.5 km of the nesting 

site. On the basis of these results, we identified 

Keywords: conservation, lesser kestrel, park, 

zoning. 


and delimited in each park the so-called “Priority 

Zones”, that is the zones that should be the 

major focus of conservation efforts. We then 

compared the boundaries of these “Priority 

Zones” with those of the parks, as they were 

already defined, highlighting the implications 

for biodiversity conservation. 

Résumé 

La conservation des paysages agro-sylvopastoraux 

protégés en Méditerranée doit très 

souvent concilier, d’une part, les conflits relatifs 

aux intérêts socio-économiques et, d’autre part, 

les besoins de protection de la biodiversité. Ces 

derniers peuvent constituer des éléments pertinents 

dans la définition des mesures environnementales 

et des contraintes biologiques à partir 

desquelles un usage approprié des territoires 

protégés peut être développé. 

Dans ce cadre, les projets d’espaces naturels protégés 

et la détermination de leurs superficies 

jouent un rôle fondamental en déterminant où 

et quelles activités devraient ou ne devraient 

pas être effectuées. Ce travail considère deux 

parcs proches, dans l’Italie méridionale, tous les 

deux caractérisés par de grandes surfaces de 

steppes méditerranéennes et habitées par les 

Massimo TERZI 1 , Marco MARVULLI 2 

1. Institute of Plant Genetics, CNR, via Amendola 165/a Bari, Italy 

2. Dept. Plant Production Science, University of Bari, via Orabona, 4 Bari, Italy 

Address for correspondence: Terzi Massimo, Institute of Plant Genetics, 

CNR, via Amendola 165/a Bari, Italy 

phone: +39 0805583400 (ext: 242) 

fax: +39 0805587566 

e-mail: massimo.terzi@igv.cnr.it 

Mots clés : conservation, faucon crécerellette, 

Méditerranée, parc naturel, zonation. 

29

MASSIMO TERZI, MARCO MARVULLI 

30 

plus grandes populations italiennes de faucon 

crécerellette (Falco naumanni). Dans la zone 

étudiée, les faucons crécerellettes nichent pour 

la plupart dans les centres historiques des villes 

autour des parcs et se nourrissent dans des 

grandes zones ouvertes, occupées principalement 

par les récoltes de céréales et par les prairies. 

De par son rôle écologique et la grande 

valeur de conservation de cette espèce, le projet 

des deux parcs devrait inclure ces zones afin 

de préserver la population locale. Afin de déterminer 

si les variables de la steppe (superficie et 

type, à différentes distances des sites de nidification) 

étaient des variables prédictrices significatives 

de la taille des colonies de faucons crécerellettes, 

une régression linéaire multiple a 

été réalisée. Cette étude a démontré que la 

taille des colonies était corrélée à l’abondance 

de la steppe dans un rayon de 7,5 km autour du 

lieu de nidification. Sur la base de ces résultats, 

nous avons identifié et délimité dans chaque 

parc les « Zones prioritaires », c’est-à-dire les 

zones qui devraient être le point crucial des 

efforts de conservation. Ensuite nous avons 

comparé les limites de ces « Zones prioritaires » 

avec celles des parcs, telles qu’elles étaient déjà 

définies, en mettant en évidence les implications 

pour la conservation de la biodiversité. 

Introduction 

The Mediterranean Basin, cradle of ancient 

civilizations, has a long history of coevolution 

between human and biophysical systems 

(Naveh & Dan 1973; Naveh 1982). Agro 

sylvo pastoral landscapes, such as dehesas or 

Mediterranean steppe, are an exemplary synthesis 

of this interrelationship. In these landscapes, 

moderate interference by traditional 

human activities has allowed the preservation 

of a high level of biodiversity, with several 

threatened species (Delpech 1989; Joffre et al. 

1991; Pineda & Montalvo 1995; Suàrez et al. 

1997; Blondel & Aronson 1999; Verdù et al. 

2000; Le Houérou 2001; Muller 2002; Perrino 

et al. 2006). The importance of these landscapes 

is confirmed by the fact that a high 

percentage (25%) of Mediterranean protected 

areas belongs to the IUCN V category, whose 

particular objective is the safeguard of the traditional 

people nature interaction (IUCN 1994, 

2004; Phillips 2002). However, following 

departures from the traditional way of life and 

the development of new demographic, economic 

and social trends (Naveh 1998), conflicting 

views on protected areas may arise, 

privileging either conservation or socio-eco- 

nomic development issues. A compromise 

may lie in the concept of “sustainable use of 

protected areas”. According to this concept, 

the use of natural resources should take place 

within the environmental ranges and constraints 

imposed by conservation needs and 

not cause a decline in biodiversity (Perrino et 

al. 2006). First, the environmental ranges are 

defined through the careful design and zoning 

of protected landscapes in order to determine 

where and which activities should or should 

not be carried out. Several criteria have been 

proposed in order to design and zone protected 

areas. Among them, the protection of 

large native carnivores, i.e. “rewilding”, is one 

of the latest advances in the history of scientific 

conservation (Soulé & Noss 1998; Soulé 

& Terborgh 1999). Obviously, “rewilding” is 

not advisable as a primary criterion in the 

Mediterranean Basin, where the protection of 

ecosystem types and of endemic, rare and 

threatened species may take precedence 

instead (Noss et al. 1999). However, given the 

importance of top predators in top-down regulating 

and their controlling role over the 

diversity of the lower trophic levels (Soulé & 

Terborgh 1999; Terborgh et al. 1999; Schmitz 

2003), an approach based on the remaining 

Mediterranean top predators, even if not large 

carnivores, may yet be considered important 

and complementary to the other criteria. The 

need to protect remaining top predators partially 

corresponds to the keystone species conservation 

approach. 

This paper takes into consideration the study 

case of two neighbouring parks, both sited in 

the Murge hills (SE Italy), that harbour the 

largest Italian population of the lesser kestrel 

(Falco naumanni). The lesser kestrel is a top 

predator whose main trophic areas are the 

large expansions of Mediterranean steppe 

grassland where Pamphagus marmoratus, its 

most important prey, lives (Pantone 2001), 

while its breeding sites are located in the historical 

centres of the towns surrounding the 

parks (Palumbo 2001). 

In accordance with the criterion of protecting 

the remaining Mediterranean top predators, 

the purpose of this paper is to identify the 

steppe zones that, given the present landscape 

structure, require immediate protection and 

management in order to preserve and possibly 

increase the local population. It is evident 

that several factors could threaten the lesser 

kestrel. However, with the aim of designing 

and zoning the parks, we examine which 


zones of the steppe range play a pivotal role 

for the present population and need to be the 

focus of conservation efforts. These zones are 

called “Priority Zones”. 

The focus on the lesser kestrel is supported by 

several reasons. First, it is a top predator and 

presumably prevents the demographic explosion 

of several phytophagous populations and, 

in a broader sense, it influences the regulating 

mechanisms of the entire ecosystem. Second, 

it has a high international conservation 

value (BirdLife International 2004). Third, the 

studied area accounts for 70-80% of the total 

Italian population (the fourth largest in 

Europe), highlighting its importance for 

national and international conservation programmes 

(Palumbo 2001). Fourth, the lesser 

kestrel is recognized as a good target species 

for conservation strategies in this kind of 

habitat (Tella et al. 1998). Fifth, raptors are 

considered indicators of habitat quality and 

their inclusion in management and conservation 

plans has been already recommended 

(Newton 1979; Rodriguez-Estrella et al. 

1998). 

Study site 

The National Park of Alta Murgia and the 

Regional Park of Murge Materane (Figures 1a 

and 1b) lie in the Murge district, a low mountain 

range (Torre Disperata 687 m a.s.l.; 

Monte Caccia 679 m a.s.l.) in south east Italy. 

The parks offer typical karstic landscapes, 

slightly hilly with crops and small and 

degraded oak woods at lower altitude and 

large areas of pastures and sown lands. 

Human settlements are concentrated but the 

towns are far one from one another and connected 

by a limited, large-mesh road network; 

landscape porosity is greater than that of 

nearby landscapes (Mininni 1996). The pastures 

consist of wide expanses of Mediterranean 

steppe grasslands, recently described 

by a new endemic alliance, Hippocrepido 

glaucae Stipion austroitalicae Forte et Terzi 

(Forte et al. 2005), of Scorzonero Chrysopogonetalia 

Horvati et Horvat (1956) 1958 

(class Festuco Brometea Br.-Bl. et Tx. 1943). 

This type of vegetation has been variously 

termed with “pseudo steppe”, “seminatural 

grassland”, “Mediterranean steppe”, “substeppe” 

and so on. We have preferred to refer 

to it as “Mediterranean steppe grassland”, or 

in abbreviated forms as “steppe grassland” or 



“steppe”, with the aim of indicating grasslands 

in a Mediterranean bioclimate dominated 

by perennial caespitose grasses, spaced 

or not, and populated in particular by xerophytes. 

Lesser kestrel 

The lesser kestrel is a migratory falcon with 

a Palearctic breeding distribution (Biber 

1996). Apart a small number of residents in 

the south of Spain, the main winter quarters 

of the European population are in Africa 

(Tella & Forero 2000). The lesser kestrel used 

to be one of the most common birds of prey 

on the European continent. However, in the 

second half of the last century, its population 

suffered a dramatic decline (Tella et al. 1998; 

Biber 1996). It is now included in the IUCN 

Red List of Threatened Species with the status 

of “vulnerable” because the world population 

has probably declined by more than 

30% in the last 10 years and a similar trend is 

predicted for the coming decade (BirdLife 

International 2004). This species is mentioned 

in Annex I of the Bird Directive, and also in 

the Bern Convention, Bonn Convention, 

CITES and in the African Convention on the 

Conservation of Nature and Natural 

Resources. The main ecological causes of the 

population decline have been identified in the 

relatively recent changes in structural (and 

functional) aspects of the rural landscapes 

inhabited by this falcon. The reduction in the 

extent and quality of its foraging area is considered 

the main cause of its demographic 

trend (Donazar et al. 1993; Parr et al. 1995; 

Biber 1996; Bustamante 1997; Tella et al. 

1998; Liven-Schulman et al. 2004; Franco & 

Sutherland 2004). The lesser kestrel prefers 

warm or hot areas with short vegetation, such 

as pastures and steppe-like habitats, where it 

can easily find its prey, consisting of invertebrates 

(Gryllidae, Acrididae, Tettigoniidae, 

Gryllotalpidae and Coleoptera), chiefly large 

Orthoptera and lizards and small mammals 

(Biber 1996). The relationships between the 

lesser kestrel and its foraging sites have been 

studied by direct and indirect (radio-tracking 

procedures) observations in different geographical 

contexts (Donazar et al. 1993; Parr 

et al. 1995, 1997; Bustamante 1997; Tella et 

al. 1998; Franco & Sutherland 2004). All 

those studies highlight the importance of 

semi-natural grassland as a foraging site but 

31


Figure 1 – Study area (1a); boundaries of the parks and steppe-grassland range (shaded areas) in the study area (1b); 

circles of 7.5 km radius around the nest sites (1c); priority zones in the south-eastern part of the Alta Murgia park (1d). 

32 

also show different behaviours in relation to 

local landscape structures (Franco & Sutherland 

2004). 

The European population is estimated at 

15000-20000 pairs. In decreasing order, the 

largest populations are those of Spain, Turkey, 

Greece and Italy (Biber 1996). In Italy, the 

Murge hills are the most important breeding 

site with about 2000 pairs, that is 70-80% of 

the total for Italy (Palumbo 2001). Here, the 

lesser kestrel nests mainly in the historical 

centre of towns in old buildings or single 

trees, while it feeds in the large open areas 

around the towns covered mainly by cereal 

crops and steppe-grasslands (Palumbo 2001). 

Methods 

The overall features of the Murge steppes are 

in some ways close to garrigue and pseudogarrigue; 

in others, especially at the edge of 

the range, the grasslands take on a savannahlike 

appearance. As the increasing cover of 

shrubs and trees can reduce steppe foraging 

value (Donzar et al. 1993; Biber 1996; Bustamante 

1997; Tella et al. 1998; Franco & 

Sutherland 2004), according to Bianco 

(1962), we distinguished three physiognomic 

steppe types: (i) shrub steppe (S-steppe), with 

scattered shrubs; (ii) steppe woodland (Wsteppe), 

with scattered small trees (tree cover 


10%); and (iii) barren steppe (B-steppe), 

without shrubs and trees. 

Starting from aerial photographs taken in 

1998, we digitized and georeferenced the 

range of the three types of steppe in the study 

area using GIS technology (Figure 1b). 

Adding the types, we obtained another three 

categories: barren plus shrub steppe (BSsteppe); 

shrub steppe plus steppe woodland 

(SW-steppe); and total steppe cover (Tsteppe). 

Given that the steppes harbour the 

main prey of the lesser kestrel and represent 

its most important trophic areas, we assumed 

their extents to be a useful surrogate for food 

resources. Moreover, we also considered the 

distances of foraging areas from the nesting 

sites as distance could play an important role 

in the balance between the energy gained 

from prey and the energy employed to find it. 

In order to determine whether steppe variables 

(extent and types, and at different distances 

from nest sites) were significant predictors of 

the colony sizes (dependent variables), a multiple 

linear regression analysis (MLR) was 

conducted. 

Palumbo (2001) estimated the sizes of the 

colonies in the Murge district in 1997 and 

1998. We performed three sets of analyses 

using, separately, the estimated number of 

pairs (pre-reproductive census) of 1997, 1998 

(Table 1) and their average. However, the 

results were not significantly different. Therefore, 

we report only the analysis performed 

using the average. 

In its pre-reproductive stage, the lesser kestrel 

travels 11-13 km to reach foraging areas 

(Liven-Schulman et al. 2004). Therefore, we 

considered the surfaces of the three steppe 

types within a 12.5 km of radius of every 

colony. These surfaces were then divided into 

five adjoining circular crowns (the first is a 

circle), each one 2.5 km in width. As the distances 

between colonies were not always farther 

than 25 km, we assumed that a given 

steppe area reachable by two or more subpopulations 

was used mainly but not exclusively 

by the nearest one. Every time two or more 

subpopulations potentially shared a steppe 

area, this was divided in percentages among 

them, using the inverse of the mean radius of 

every circular crown. In this way, we obtained 

the (potentially useful) steppe areas inside 

the five circular crowns around every nest site 

for the categories considered (Table 1). 

We performed a MLR between the logarithm 

of the census data (dependent variable) and 



the logarithm of the steppe areas (explanatory 

variables) in the five crowns for each category. 

The logarithmic transformation of both 

variables was obtained by applying the Box- 

Cox (1964) method. For each steppe category, 

the explanatory variables were indicated as 

x 1 – x 5 in relation to the five circular crowns. 

Using a stepwise procedure, we tested all the 

possible models with the explanatory 

variables, from a simple linear regression for 

each variable to all their possible combinations. 

We selected the ones whose partial 

regression coefficients were significant. We 

did not consider the meaningless models from 

an ecological point of view, such as those 

relating to two or more non-consecutive circular 

crowns. 

The only variables with partial regression 

coefficients significantly different from zero 

were x 2 and x 3 of the categories including the 

barren steppes (B-, BS- and T-steppe). However, 

owing to collinearity, in the MLRs with 

only these two variables, their partial regression 

coefficients were not significantly different 

from zero. Therefore, we grouped the 

data of the circular crowns 2.5-5 and 5-7.5 km 

and obtained a new variable, indicated as x 23 . 

Results 

Results referring to shrub steppes and steppe 

woodlands both alone and in their reciprocal 

combinations (S-steppe, W-steppe and SWsteppe) 

were of no statistical importance in 

accounting for colony size. For the other categories, 

all including the barren steppes (Bsteppe, 

BS-steppe and T-steppe), only the partial 

regression coefficients of x 2 and x 3 were 

significant at the 0.05 level. The simple linear 

regressions using, separately, these two computed 

variables were always highly significant 

but the strength of the relationship was 

weaker for x 3 than for x 2 . The new explanatory 

variable (x 23 ), grouping together the 

steppe surfaces inside the crowns of 2.5- 

7.5 km, was always correlated significantly 

(p < 0.01) with the dependent variable 

(Table 2). In all the cases, the determination 

coefficients were relatively high (for x 23 : 

r 2 > 0.71), despite the analysis being carried 

out without considering other likely important 

factors (e.g. factors related to nest sites). Thus, 

steppe distribution and extent explain variance 

in colony size to a considerable degree. The 

results show that the hypothesised relation- 

33


Table I – Estimated number of pairs of lesser kestrel (1997 and 1998 census) and steppe area in the five circular crowns around the 

nest sites. B-steppe = barren steppe; S-steppe = shrub steppe; W-steppe = woodland steppe; x1-x5 = steppe area in circular 

crowns delimitated by the radius 0-2.5 km (circle); 2.5-5 km; 5-7.5 km; 7.5-10 km; 10-12.5 km; number of pairs from Palumbo 

(2001). 

34 

Colonies Number of pairs B-steppe area (ha) 

1997 1998 x1 x2 x3 x4 x5 

Altamura 850-950 1 000-1 100 231.8 720.0 1 889.3 1 516.9 1 220.6 

Gravina 775-825 700-750 58.6 169.8 283.0 643.4 1 765.7 

Cassano 130-140 100-120 0.0 2.5 59.1 240.6 398.6 

Santeramo 1 050-1 200 950-1 050 0.0 350.5 965.4 396.2 752.6 

Gioia 80-100 60-80 0.0 1.9 2.2 0.0 170.5 

Minervino 600-700 400-500 26.3 329.6 269.0 486.7 493.2 

Matera 1 150-1 200 880-940 340.4 231.8 430.2 307.0 340.4 

Montesc. 35-40 53-55 185.4 6.7 76.2 199.9 426.1 

Colonies S-steppe area (ha) W-steppe area (ha) 

x1 x2 x3 x4 x5 x1 x2 x3 x4 x5 

Altamura 0.0 0.0 0.0 93.4 478.6 0.0 0.0 5.9 86.4 809.8 

Gravina 0.0 1.9 0.0 0.0 49.7 18.4 37.5 71.5 110.8 0.3 

Cassano 28.2 3.6 2.0 62.6 26.0 62.3 99.1 23.7 159.1 230.1 

Santeramo 0.0 0.0 73.7 4.8 8.4 9.0 133.1 99.7 59.1 130.2 

Gioia 0.0 14.1 0.6 0.0 0.0 0.0 10.9 85.1 163.8 313.5 

Minervino 687.9 777.6 1 170.6 1 958.5 1 270.0 12.5 206.9 135.3 25.7 354.0 

Matera 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 77.4 32.7 54.8 173.6 152.7 

Montesc. 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 27.0 43.8 212.4 129.7 

ships between colony size and steppe areas 

including the barren ones (B-steppe, BSsteppe 

and T-steppe) within the 2.5-7.5 km 

range can be accepted, while in the other 

cases the null hypothesis cannot be rejected. 

However, the importance of the area within a 

2.5 km radius of the nest sites remains 

unclear. In the Murge district, probably 

because of the expansion of buildings and the 

development of human activity on the edges 

of towns, lesser kestrels find suitable foraging 

conditions only at a certain distance from the 

built-up area. 

A comparison of steppe surfaces up to 7.5 km 

from the breeding sites with the ones included 

inside the park boundaries yielded two 

different situations. The Murge Materane park 

includes the bulk of the steppe of its Priority 

Zones, while the Alta Murgia park does not 

include almost 50% of the steppe (and 70% 

of the barren steppe alone) of the Priority 

Zones (Figures 1c and 1d). 

Discussion 

The design of a park should encompass all the 

areas of a certain relevance to protecting biodiversity, 

and zoning should differentiate priority 

among zones. With regard to the ecological 

requirements of the lesser kestrel, the 

results for the Murge district show that the 

barren steppe ranges in the circular crowns 

(0) 2.5-7.5 km far from the nests are very 

important areas, and they were classified as 

Priority Zones. Obviously, zoning should be 

viewed as a dynamic process, and ongoing 

monitoring programmes may lead to successive 

refining of park boundaries, zones and 

management. Even so, the results suggest the 

immediate need to concentrate various conservation 

efforts in the identified Priority 

Zones. In particular, the steppes around the 

smaller colonies (i.e. south-eastern part of the 

Alta Murgia park, Figure 1d) deserve specific 

attention. In fact, small colonies are more 

prone to extinction owing to inbreeding 

depression, genetic drift, demographic stochasticity 

and random environmental variations 

(Shafer 1981). Moreover, given the fact 

that lesser kestrel dispersal is more likely to 


occur from small subpopulations rather than 

in the opposite direction (Serrano & Tella 

2003), the risk of extinction for the smaller 

colonies is further exacerbated by the negative 

migration balance. The fact that the 

boundaries of the National Park of Alta Murgia 

do not include nearly 50% of the steppe 

areas of the identified Priority Zone, especially 

around the smaller colonies, calls for 

particular attention. 

This study highlights a different situation 

from the ones observed in other geographical 

contexts characterized by distinct landscape 

structures (e.g. Bustamante 1997; Parr et al. 

1997; etc.). In south Portugal, the colonies are 

associated with uninhabited buildings, and the 

lesser kestrels avoid human settlements, 

remaining closer to their nest sites (Franco & 

Sutherland 2004). In central Turkey, the percentage 

of steppe-grasslands within 1-2 km of 

the nest site is associated significantly with 

colony size (Parr et al. 1997). In the Murge 

district, the lesser kestrel shows a different 

behaviour and, consequently, specific priorities 

arise. Conservation efforts and economic 

resources should focus on three main aspects. 

First, the park boundaries (i.e. the legislative 



Tableau 2 – Results of regression analyses (explanatory variables: x 2 , x 3 or x 23 ) for the categories barren steppe (B-steppe), 

barren plus shrub steppe (BS-steppe) and total steppe cover (T-steppe). 

Steppe type variab. r2 F p coeff. S.D. t p confidence limits 

(95%) 

B-steppe x2 0.85 34.7 0.001 intercept 1.68 0.17 10.1 0.000 1.27 2.09 

x2 0.49 0.08 5.9 0.001 0.29 0.69 

x3 0.64 10.6 0.018 intercept 1.44 0.36 4.0 0.007 0.56 2.33 

x3 0.49 0.15 3.3 0.018 0.12 0.86 

x23 0.71 15.0 0.008 intercept 1.28 0.34 3.7 0.010 0.44 2.12 

x23 0.52 0.14 3.9 0.008 0.19 0.86 

BS-steppe x2 0.80 24.2 0.003 intercept 1.44 0.24 6.0 0.001 0.85 2.04 

x2 0.55 0.11 4.9 0.003 0.28 0.83 

x3 0.63 10.4 0.018 intercept 1.43 0.37 3.9 0.008 0.53 2.33 

x3 0.47 0.15 3.2 0.018 0.11 0.83 

x23 0.74 17.4 0.006 intercept 0.99 0.39 2.6 0.044 0.04 1.93 

x23 0.61 0.15 4.2 0.006 0.25 0.96 

T-steppe x2 0.72 15.6 0.008 intercept 0.73 0.47 1.6 0.173 – 0.43 1.88 

x2 0.79 0.2 4.0 0.008 0.30 1.28 

x3 0.71 14.6 0.009 intercept 0.35 0.59 0.6 0.577 – 1.09 1.78 

x3 0.85 0.22 3.8 0.009 0.30 1.39 

x23 0.73 16.0 0.007 intercept 0.15 0.61 0.3 0.808 – 1.33 1.64 

x23 0.86 0.21 4.0 0.007 0.33 1.38 

measures) should better encompass the Priority 

Zones, at least where they overlap the barren-steppe 

range. Clearly, if these areas were 

fully included within the parks, they would be 

specifically protected by laws limiting inappropriate 

human activities. 

Second, the management of the Priority 

Zones should concentrate on the conservation 

of B-steppe. Phytohistorical studies have 

documented the fact that grazing activities 

(mainly extensive sheep pastures) have been 

ongoing for thousands of years, since the pre- 

Roman age (Amico 1954). The management 

of domestic-herbivore grazing has been recognized 

as an important conservation strategy 

because its intensity and frequency can affect 

habitat structure and biodiversity (Noy-Meir 

et al. 1989; Bignal & McCracken 1996; Noy- 

Meir 1998; Watkinson & Ormerod 2001; 

Labaune & Magnin 2002; Verdù et al. 2000; 

Verdù & Galante 2002). Our results show the 

pivotal role of barren steppe, suggesting that 

grazing activities should be managed to 

favour this vegetation-structure type. On the 

other hand, several studies have demonstrated 

how landscape heterogeneity (that is a mosaic 

of open grassland, shrub steppe and steppe 

35


36 

woodland) can favour biodiversity conservation 

in agro-sylvo-pastoral landscapes (e.g. 

birds: Delgado & Moreira 2000; snails: 

Labaune & Magnin 2002; insects: Steffan- 

Dewenter & Tscharntke 2002; Kati et al. 

2003; plants: Maestre 2004; and lizards: Martin 

& Lopez 2002). However, Atauri and de 

Lucio (2001) have emphasized that landscape 

heterogeneity should be considered with caution 

as a high level of richness could be due 

to the greater presence of generalist species. 

The third aspect concerns steppe restoration. 

Although the re-development of formerly cultivated 

fields into Mediterranean steppe is 

unlikely or, at least, would take a very long 

time (Romermann et al. 2005), the enlargement 

of the existing steppes could be favoured 

by species and gene flows (Muller et al. 

1998). From this point of view, an ex situ 

conservation strategy, aimed at accession reintroduction 

in the wild, would also support 

the process. 

Moreover, the identification of the Priority 

Zones enables better integration of other 

conservation activities with species-level targets. 

For example, Mediterranean agro-pastoral 

landscapes have an important function in 

protecting landraces and, in the studied area, 

the conservation of the Altamura lentil (Lens 

culinaris Medik. ssp. macrosperma [Baumg. 

pro var.] Barul) has been suggested (Perrino 

et al. 2006). Because on-farm strategies are 

the best way to safeguard the evolutionary 

processes of native genetic resources (Bellon 

et al. 1997; Meilleur & Hodgkin 2004), we 

believe it is reasonable to locate these interventions 

in the park areas but outside the Priority 

Zones. In the same way, all the other in 

situ conservation measures focused on species 

target could be integrated and subordinated to 

the conservation needs of the remaining top 

predator. The zoning approach based on the 

ecological requirements of the remaining 

Mediterranean top predator should be used as 

a complementary strategy to those focusing 

on ecosystems and species targets. From this 

point of view, the three criteria could be ordered 

in a hierarchical way: first, protection of 

ecosystem types (acting as a coarse filter); 

second, protection of Priority Zones; and 

third, safeguarding of special elements, even 

those as yet unprotected (Noss & Scott 1997; 

Perrino et al. 2006). 

Acknowledgements 

Special thanks are due to Prof. S. Vannella, 

Prof. F. Macchia, dott. Barbara Piermaria and 

Gianni Palumbo. This research was in part 

supported by the Grant POR – Basilicata 

2000-2006; Asse 1, Misura 1.4, “Centro 

Tematico per la Conservazione e la Difesa 

della Biodiversità”. 

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A preliminary overview 

of the effects of seasonal drought 

and animal pressure around watering points 

on plant species using adaptative strategy analyses 

in the Tunisian arid zone 

Un aperçu préliminaire des effets de la sécheresse saisonnière 

et de la pression animale autour des points d’eau sur les stratégies 

adaptatives des espèces végétales en zone aride tunisienne 

Abstract 

Throughout the arid environment, vegetation is 

submitted to many stresses (edaphic and climatic) 

and to human disturbances (overgrazing, 

cultivation, wood cutting, etc.). In order to minimize 

the effect of these constraints, plant species 

have developped several adaptative strategies. 

We study the effects of seasonal drought 

and overgrazing around watering points on 

these strategies. For this purpose we employ the 

point intercept method on four transects 

around three wells in southern Tunisia. The 

main results are: (1) The covers of chamaephytes, 

hemicryptophytes and therophytes 

increase in spring; (2) hemicryptophyte and chamaephyte 

covers increase with increasing distance 

from wells while the cover of therophytes 

do not; (3) in spring, arido-passive and aridoactive 

species covers are more important; (4) 

arido-active species cover increases with increasing 

distance from wells while the arido-passive 

species cover is not influenced by this grazing 

gradient; (5) The covers of CRS and RS plants 

increase in spring and (6) CS, CRS and S covers 

increase with increasing distance from wells 

while the RS cover is not influenced by this gradient. 

Keywords: arid zone, Tunisia, Watering points, 

Overgrazing, Vegetation, Adaptative strategies. 


Résumé 

Mohamed TARHOUNI 1* , Azaiez OULED BELGACEM 1 , 

Belgacem HENCHI 2 , Mohamed NEFFATI 1 

1. Laboratoire d’écologie pastorale. Institut des régions arides 

4119 Médenine – Tunisie 

Azaiez.Ouledbelgacem@ira.rnrt.tn (Ouled Belgacem A.) ; 

Neffati.Mohamed@ira.rnrt.tn (Neffati M.) 

2. Faculté des sciences. Campus universitaire. 2092 Tunis – Tunisie 

Tel: 00 216 71 87 26 00 

Fax: 00 216 71 87 16 66 

* Corresponding author: 

Tel: 00 216 75 63 30 05/00 216 97 86 20 02 (mobile) 

Fax: 00 216 75 63 30 06 

E mail: medhtarhouni@yahoo.fr 

Au sein des zones arides, la végétation naturelle 

est soumise à l’action de plusieurs stress (édaphique 

et climatique) ainsi que des perturbations 

anthropiques (surpâturage, mise en culture, 

éradication des ligneux…). Dans le but de 

minimiser l’effet de ces contraintes, les espèces 

végétales développent plusieurs stratégies 

adaptatives. Nous étudions les effets de la 

sécheresse saisonnière et du surpâturage autour 

des points d’eau sur les espèces végétales et 

leurs stratégies adaptatives. Pour atteindre cet 

objectif, nous employons la méthode des points 

quadrats au sein de quatre transects rayonnant 

autour de trois points d’eau situés au sud tunisien. 

Les principaux résultats sont : (1) les recouvrements 

des chaméphytes, des hémicryptophytes 

et des thérophytes augmentent au cours 

du printemps ; (2) les recouvrements des chaméphytes 

et des hémicryptophytes augmentent 

Mots clés : zone aride, Tunisie, points d’eau, 

surpâturage, végétation, stratégies adaptatives. 

39

MOHAMED TARHOUNI, AZAIEZ OULED BELGACEM, BELGACEM HENCHI, MOHAMED NEFFATI 

40 

en fonction des distances par rapport aux puits 

alors que celui des thérophytes ne varie pas ; (3) 

au cours du printemps, les recouvrements des 

arido-passives et des arido-actives sont plus 

importants ; (4) le recouvrement des aridoactives 

augmente avec la distance par rapport 

aux puits mais celui des arido-passive ne varie 

pas ; (5) le recouvrement des CRS et celui des RS 

sont plus importants au cours du printemps et 

(6) les recouvrements des CS, des CRS et des S 

augmentent avec la distance par rapport aux 

puits à l’exception de celui des RS. 

Introduction 

Spontaneous plants are submitted to many 

constraints such as abiotic stress and human 

disturbance, particularly in arid environments. 

The harsh climatic conditions are high temperatures 

in summer and cool in winter. These 

inter-seasonal variations constitute an important 

thermal stress (Le Houerou 1995) and 

affect plant germination, a crucial stage in 

their establishment (Gilbert & Haferkamp 

1989). Water stress, which characterizes the 

arid bioclimates (including the Mediterranean 

one), induces a decrease in the total dry 

weight and leaf area of plants, as well as in 

the dry weight and length of roots (Munns 

2002; Banon et al. 2004). Human activities 

and grazing pressure affect floristic diversity 

(Jauffret & Visser 2003; Mahamane & Mahamane 

2005; Tarhouni et al. 2006). Grazing 

induces a change in the ecological balance 

because animals make a consumption choice 

which favors no consumed plants to the detriment 

of the appreciated ones (Waechter 1982; 

Boudet 1984). 

In southern Tunisia, characterized by elevated 

stresses and strong human disturbances, the 

flora is mainly constituted by resistant and 

adapted species. However, for most north- 

African steppic species, comparative and specific 

data describing plant adaptative strategies 

are rare, and the information in the 

regional flora books (Cuenod et al. 1954; 

Quezel & Santa 1962, 1963; Ozenda 1977; 

Pottier-Alapetite 1979, 1981) is insufficient to 

study these mechanisms. The combination of 

biologic types (life forms) in a biologic spectrum, 

sensu Raunkiaer (1934), corresponds to 

the analysis of vegetation structure and its 

biologic characters (Godron 1971). The biologic 

spectrum is considered as a flora adaptation 

strategy to environmental conditions 

especially to climatic ones (Daget 1980; Box 

1987). This spectrum is an ecosystem vital 

attribute and describes the structure and the 

function of ecological systems; usually the 

rank of life forms in the ecosystem decreases 

with the degradation degree (Aronson & Le 

Floc’h 1996). On the other hand, Evenari et 

al. (1975) proposed a classification permitting 

to assign species functional criteria in relation 

with their adaptation to the harsh climatic 

conditions. Indeed, these authors classified, in 

accordance with Noy-Meir (1973), the arid 

zone plant species in two categories: (i) the 

“arido-passive” species which do not possess 

a photosynthetic activity during the dry period 

and (ii) the “arido-active” species which 

maintain such activity, even reduced, during 

this period. The C-S-R Grime model completes 

the classification of plants to climatic 

constraints and human disturbances (Grime 

1974, 1977; Grime et al. 1988). This model 

classify plants to three groups: (1) Competitive 

(C) plants monopolizing resources with 

their strong vegetative development; (2) 

Stress-tolerant (S) plants occupying habitats 

poor in nutrients and (3) Ruderal (R) plants 

growing where the natural vegetational cover 

has been disturbed. 

In order to reduce the loss of plant diversity 

and the loss of ecosystem resilience, it is necessary 

to better understand and predict the 

behaviour of various response groups within 

plant communities (Aronson et al. 2002). It 

seems that the C-S-R model, extensively used 

by Grime and his collaborators to establish 

management plans and make restoration recommendations, 

determines vegetation 

response to all the abiotic and biotic changes. 

Grime’s concept is very attractive as it 

describes plant species adaptation in particular 

to their environment and along of disturbance 

and stress gradient (Jauffret 2001). 

However, the use of the CSR strategies, conceived 

on the herbaceous vegetation of temperate 

Europe, required an adapted interpretation 

to the north-African steppe because of 

the knowledge missing on the majority of its 

species (Jauffret & Visser 2003). 

In this study, we evaluate the influence of a 

disturbance gradient and of seasonal drought 

on plant species depending on their classification 

in various types. The aims are to understand: 

(i) What is the impact of seasonal 

drought and disturbance degree on species 

biologic spectrum (Raunkiaer 1934)? (ii) 

What is the impact of seasonal drought and 


disturbance degree on Noy-Meir types? (iii) 

What is the impact of seasonal drought and 

disturbance degree on the CSR species strategies 

(Grime types)? 

Material and Methods 

Studied zone 

El Ouara communal rangelands 

El Ouara region is a part of Presaharian 

Tunisia following Floret and Pontanier’s definition 

(1982); this region corresponds 

roughly to the Tunisian part of the lower arid 

zone of North-Africa, comprised between the 

isohyets of 100 and 200 mm of annual rainfall 

(Figure 1). Rainfall pattern and temperature 

regime are Mediterranean. The rainfall 

(256 mm) recorded in Sidi Toui National Park 

during the studied period (from fall 2003 to 

spring 2004) exceeds the annual averages of 

the region (100 mm). The unique land use of 

the area is rangeland. Topographically, this 

region is mainly composed of vast encrusted 

glacis with a thin sandy top layer (CNEA 

1991). The vegetation, essentially constituted 

of dwarf shrub steppe with perennial grasses, 

covers about 12%, 23% and 37% during a dry, 

medium and rainy year, respectively. Potential 

productivity, which varies with dominant 

plant species, is between 15 and 60 UF ha -1 


A preliminary overview of the effects of seasonal drought and animal pressure around watering points 

on plant species using adaptative strategy analyses in the Tunisian arid zone 

an -1 (CNEA 1991) with 1UF: the equivalent 

of the energy produced by 1 kg of barley. 

Watering points 

Three watering points situated in El Ouara 

communal rangeland were retained for this 

study. These wells differ by the duration of 

exploitation, their geographical locations, the 

nature of surrounding vegetation and the grazing 

pressures. The first watering point (well 

1, exploited for 150 years) is located in the 

North of the studied zone, the second (well 2, 

exploited for 100 years) and the third (well 3, 

exploited for 5 years) are located in the south 

of Sidi Toui National Park. Well 1 is located 

on a stony soil with truncated top layer and 

surfacing rock due to erosion with plants, 

such as Anthyllis sericea Lag. subsp. henoniana 

(Coss.) Maire and Gymnocarpos decander 

Forssk. The east of this watering point is 

occupied by Stipagrostis pungens (Desf.) de 

Winter and Hammada schmittiana (Pomel) 

Iljin. Wells 2 and 3 are located on a sandy 

substratum with plants, such as S. pungens 

and H. schmittiana. A. sericea is absent there 

because of soil characteristics. 

Data collection 

Four transects were laid out in the four cardinal 

directions and sampling points were 

located at 250 m, 500 m, 1 km and 2 km from 

each watering point (Figure 1). The choice of 

Figure 1 – Location of the three studied watering points (W1 = Well 1; W2 = Well 2; W3 = Well 3), 

Sidi Toui National Park and the sampling design around them. 

300 mm 

200 mm 

100 mm 

100 mm 

W1 

Sidi Toui 

W2 

W3 

200 mm 

0 50 100 Km 0 30 60 Km 0 1 2 Km 

W 

41


42 

distances is explained by the fact that while 

in the grazed woodlands the cover of perennial 

plant patches remains low for a considerable 

distance from water (5-8 km), in grasslands, 

like in our case, plant cover reaches its 

expected maximum within 2 km from water 

(Ludwig et al. 2001). Two perpendicular 

measuring tapes, 20 m of length each, were 

installed at each sampling point. Eight 20meter 

transects by distance and 32 20-meter 

transects by well were sampled and monitored 

during the spring (rainy season) and fall (dry 

season) 2004 using the point intercept method 

as define by Daget & Poissonnet (1971) and 

Floret (1988). A fine pin was descended to the 

ground every 20 cm along the tape. Each of 

the 100 hits per tape was recorded according 

to the plant species and type of ground 

touched. The specific frequency of presence 

(SFP) is the number of hits of the specific 

species: SFPi = (ni /N) * 100 with ni : the number 

of hits of species i and N: the total number 

of hits (100 hits in our case). The Grime 

adaptive strategies were determined according 

to Jauffret (2001), Jauffret & Visser 

(2003). Plant species and their nomenclature 

are identified with flora books (Cuenod et al. 

1954; Quezel & Santa 1962, 1963; Ozenda 

1977; Pottier-Alapetite 1979, 1981). 

We ran one-way ANOVA on two separate 

models: one testing the effects of season on 

plant types and one testing the effects of distance 

on plant types (SPSS Inc 2002). The 

various plant types were treated as categorical 

explanatory variables. When significant, 

ANOVA were followed by Fisher LSD 

Posthoc tests. The Multivariate General Linear 

Model Test was used to show the crossed 

effect of season and distance on plant strategies. 

Results 

The cover of chamaephytes, hemicryptophytes 

and therophytes increase in the spring 

(rainy season) compared to the fall (dry season) 

(Figure 2). This is significant at well 3 

for chamaephytes, at wells 3 and 2 for 

hemicryptophytes and at wells 1, 2 and 3 for 

therophytes (Table 1). During the dry season, 

when animals frequent wells one day every 

three days and induce the destruction of vegetation 

cover, the flora is mainly composed of 

hemicryptophytes at wells 2 and 3. 

Both chamaephyte and hemicryptophyte covers 

increase significantly with increasing distance 

from the watering point at wells 1 and 

2, particularly between 250 m and 500 m 

from the wells (Table 1; Figure 3). Therophytes 

are not significantly influenced by distance 

from watering points. The cover of 

hemicryptophyte plants was the highest 

(24%) in the spring far from well 2 while it 

was the lowest close to this well in both the 

rainy and the dry season (Table 1; Figure 4). 

Contrarily the cover of therophyte plants was 

the highest (28%) in the spring close to well 

3 while it was the lowest far from this well. 

During the dry season the cover of therophyte 

plants is null (Table 1; Figure 5). 

Figure 2 – Percent cover of plants classified with Raunkiaer biologic spectrum depending on the season. 

See Table 1 for ANOVA results. Values are means ±IC. a/b indicate differences for Therophyte 

plants; 1/2 indicate differences for Hemicryptophyte plants and α/β for chamaephyte plants. 

Plant cover (%) 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Fall String Fall 

b 

1 

a a 

a 

Ch H Th Ch H Th Ch H Th Ch H Th Ch H Th Ch H Th 

String Fall String 

Well 1 Well 2 Well 3 

b 


β 

2 

b




Table 1 – Results of one way ANOVA of the effects of seasonal drought and distance from water and 

their interaction carried with General Linear Model on Raunkiaer biologic spectrum, Noy-Meir types and Grime types. 

CH: Chamaephyte; H: Hemicryptophyte; TH: Therophyte; AA: Arido-Active; AP: Arido-Passive; C: Competitive; R: Ruderal; 

S: Stress tolerant. p


44 

Figure 4 – Percent cover of plants depending on the season drought and the distance from watering points 

combined at well 2. See Table 1 for ANOVA results. Values are means ± IC. a/b/c indicate 

differences for Hemicryptophyte plants and 1/2 for CRS plants. 

Figure 5 – Percent cover of plants depending on the season drought and 

the distance from watering points combined at well 3. See Table 1 for ANOVA results. 

Values are means ± IC. a/b indicate differences for Therophyte plants. 


35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Th Th Th Th Th Th Th Th 

250 m 500 m 1 km 2 km 250 m 500 m 1 km 2 km 

Fall String 

spring far from well 2 while it was the lowest 

close to well 2 in both the rainy and the dry 

season (Table 1; Figure 4). RS covers are not 

significantly influenced by distance from 

watering points. S cover increases significantly 

with increasing distance from watering 

point at well 1, while it increases and then 

becomes relatively stable at well 2. 

a 

Discussion 

ab 

The main results of this study show that 

Therophyte, arido-passive, RS and CRS 

plants are particularly adapted to drought as 

they increase greatly in the rainy season 

(spending the dry season as seeds, etc.). 

Chamaephyte, arido-active, S and CS plants 

are particularly sensitive to disturbance and 

thus not adapted to high trampling and grazing. 

Hemicryptophyte and CRS plants are 

also sensitive to disturbance but to a lesser 

extent than previous species. 

b 


b

Chamaephyte species are better adapted to 

seasonal drought because they reduce their 

transpiration and assimilation organs particularly 

in summer (Raunkiaer 1934). Our results 

seem confirm this because we show that the 

Raunkiaer biologic spectrum is dominated by 

chamaephytes and hemicryptophytes during 

the dry period. Likely, therophytes seem to be 

more resistant to the fall drought than 

hemicryptophyte plants because they spend 

the dry period in dormancy (seeds), germinate 

since the first rain and dominate other plants 

whereas chamaephytes conserve their vegeta- 




Figure 6 – Percent cover of plants classified with Noy-Meir types depending on the season. 

See Table 1 for ANOVA results. Values are means ± IC. a/b indicate differences for AP plants 

and 1/2 indicate differences for AA plants. 


70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

AA AP 

Well 1 

AA AP 

Fall Spring 

b 

1 

a 

AA AP 

Well 2 

2 

AA AP 

Fall Spring 

b 

a 

AA AP 

Well 3 

AA AP 

Fall Spring 

Figure 7 – Percent cover of plants classified with Noy-Meir types depending 

on the distance from watering points. 

See Table 1 for ANOVA results. Values are means ± IC. a/b/c indicate differences for AA plants. 


60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

a 

ab 

b 

AA AP AA AP AA AP AA AP AA AP AA AP AA AP AA AP AA AP AA AP AA AP AA AP 

250 m 500 m 1 km 2 km 250 m 500 m 1 km 2 km 250 m 500 m 1 km 2 km 

Well 1 

c 

a 

b b 

b 

Well 2 

Well 3 

tive organs (Box 1987). For this reason therophytization 

phenomenon can be a characteristic 

of plant communities in the arid zone or 

in a contrasted climate with an arid season 

(Floret & Pontanier 1982). Therophytization 

also seems to be a major phenomenon that 

characterizes the degraded arid zone because 

annual plants are dominant in the more disturbed 

zone particularly around watering 

points (Tarhouni et al. 2007). Besides the 

therophytization, in the Tunisian arid zone, is 

aggravated by the domination of no/few palatable 

species in particular some hemicrypto- 

b 

45


46 

Figure 8 – Percent cover of plants classified with Grime types depending on the season. 

See Table 1 for ANOVA results. Values are means ± IC. a/b indicate differences for RS plants; 

1/2 indicate differences for CRS plants and α/β for S plants. 


50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

a 

CRS 

C S 

R S 

S 

CRS 

C S 

R S 

S 

CRS 

C S 

R S 

S 

CRS 

C S 

R S 

S 

CRS 

C S 

R S 

S 

CRS 

C S 

R S 

S 

Fall Spring 

Well 1 

phytes and chamaephytes (Waechter 1982). 

During the rainy season (spring), when animals 

can satisfy their water-needs by the consumption 

of the water-rich species (especially 

annual), the grazing activity around wells is 

reduced. Animal passages to water can be 

spaced by several months and permit to plants 

to regenerate. After the summer drought all 

b 

1 

a α 

2 

Fall Spring 

Well 2 

Figure 9 – Percent cover of plants classified with Grime types depending on the distance from watering points. 

See Table 1 for ANOVA results. Values are means ± IC. a/b/c indicate differences for CRS plants, 

1/2/3 indicate differences for CS plants and α/β indicate differences for S plants. 


50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

a 

1 

2 

b 

12 

a 

α α 

CRS 

CS 

RS 

S 

CRS 

CS 

RS 

S 

CRS 

CS 

RS 

S 

CRS 

CS 

RS 

S 

250 m 

β 

500 m 1 km 2 km 

Well 1 

a 

3 

β 

a 

α ab 

β bc 

c 

β αβ 

CRS 

CS 

RS 

S 

CRS 

CS 

RS 

S 

CRS 

CS 

RS 

S 

CRS 

CS 

RS 

S 

250 m 

500 m 1 km 2 km 

Well 2 

b 

β 

250 m 

1 

Fall Spring 

Well 3 

annuals are died and survive only as seeds in 

the soil. Hence the biologic spectrum, in 

spring, is remarkably different from fall. 

The arido-active species, in particular 

chamaephytes, are very sensitive to degradation. 

The number and abundance of the aridopassive 

species are not correlated with the 

degradation degree simulated by distance 

a 

CRS 

CS 

RS 

S 

CRS 

CS 

RS 

S 

CRS 

CS 

RS 

S 

CRS 

CS 

RS 

S 

500 m 1 km 2 km 

Well 3 


2 

b

from watering points. One third (1/3) of 

Tunisian flora is composed by arido-active 

species (chamaephytes and perennial grasses) 

versus 2/3 of arido-passive species (essentially 

annual plants) (Jauffret 2001). The 

ephemeral characters of arido-passive species 

and persistent characters of arido-active 

species represent the two major strategies to 

support the dry season by therophytes and 

chamaephytes respectively (Evenari et al. 

1975). Our results indicate that the aridoactive 

species are more affected by the degradation 

degree than by climatic drought. The 

arido-passive species avoid dry periods by 

various dormancy shapes and mark the sites 

with very advanced degradation (Glatzle 

1985). Hence, flora seems to be more adapted 

to abiotic conditions than the disturbance 

degree. We show that arido-passive plants are 

not affected by disturbance degree around 

wells. This is can be explained probably by 

two reasons: (i) degradation around watering 

points is very advanced and the floristic 

cortege becomes homogeneous (Tarhouni et 

al. 2006) and (ii) animal activity around 

watering points contributes in seed dissemination, 

provoke the extinction of more competent 

species and encourage annuals development. 

The plant species in Tunisian arid zones, in 

spite of some recent studies (Jauffret 2001; 

Jauffret & Visser 2003), are not yet classified 

following their adaptative strategies sensu 

Grime. The majority of the arid zone plant 

species, that occupy very drastic sites, are 

stress tolerant. In their study, Madon & 

Médail (1997) showed that annuals in 

Mediterranean grasslands are often S strategies 

but Jauffret (2001) concludes that annuals 

are only RS and never S strategies. These 

stress-tolerant and ruderal taxa (RS) are more 

adapted to climatic stress and human disturbances 

(Grime 1977). According to disturbance 

degree, plant species can develop different 

adaptative strategies. For example at 

intermediate disturbance the competitive 

plants (C) can survive, while at sufficiently 

high level of disturbance only fugitive species 

(annual) can survive (RS) (Jauffret & Visser 

2003; Sagar et al. 2003). In our previous 

study, Tarhouni et al. (2007), we show the 

dominance of RS-species in the more disturbed 

sites (close to watering points), CRSand 

CS-species at medium disturbance and 

CS- and S-species in lower disturbance sites 

(further from water). 




The present results constitute valid hypotheses 

for future work which must study more 

wells on skeletal soils and more wells on 

sandy soils with more measured distances. 

The period of exploitation as well as the variation 

of geomorphologic substratum and the 

technical aspects of the water point (depth, 

daily water yield, water salt content, equipment, 

location, etc.) can play a determinant 

role in the vegetation repartition. The characteristics 

particular to each well can be considered 

as the key determinants of the animalload 

(number of animals) in each site 

(Thebaut & Batterbury 2001). 

Conclusion 

In southern Tunisia, and especially in its 

hyperarid part, the floristic cortege is submitted 

to several constraints in relation with the 

edapho-climatic conditions and human disturbance. 

These combined factors lead to 

increase the degradation of plant communities. 

Such degradation cause changes in the 

physiognomy and structure of vegetation 

cover especially in sites submitted to a strong 

animal pressure like watering points. The 

main results of this study show that the covers 

of plant types are lower during the fall. 

Some plant types are altered by the grazing 

gradient around watering points but some others 

are more affected by the seasonal drought 

than the animal activity. This is explained by 

the strong animal stamping which is amplified 

by climatic and edaphic drought. During 

the rainy season, animal activity around 

watering points is reduced or null. Hence vegetation 

surrounding wells benefits from a temporary 

break. The strong contribution of 

annual plants to vegetation cover around wells 

can play a beneficial role by fixing the soil 

particles and improving its fertility. 

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Recherches sur les peuplements 

de macroinvertébrés 

des cours d’eau du Liban méridional 

(Aouali et Damour). 


Résumé 

Vingt-neuf stations d’études ont été retenues 

dans les réseaux hydrographiques de l’Aouali et 

du Damour (23 sur l’Aouali et 6 sur le Damour). 

Des mesures des paramètres physico-chimiques 

et des récoltes de faune benthique ont été réalisées. 

Les affinités écologiques et les rapports 

entre les stations et les espèces ont été déterminés 

par la méthode de l’analyse factorielle 

des correspondances sur l’ensemble des deux 

réseaux (29 stations) et 113 espèces ou taxa 

appartenant aux groupes faunistiques les mieux 

connus du point de vue taxonomique et écologique 

(Mollusques, Crustacés Amphipodes et 

Isopodes, Éphéméroptères, Plécoptères, Coléoptères 

Dryopoïdes, Trichoptères, Diptères). Trois 

groupements d’espèces et de stations ont été 

reconnus et analysés en vue de connaître la 

structure biotypologique et la zonation des 

réseaux hydrographiques. Le premier et le 

deuxième groupements réunissent les sources et 

les secteurs initiaux de l’Aouali et du Damour ; 

ils correspondent respectivement au crénal et au 

rhithral (épirhithral + métarhithral et hyporhithral). 

Le crénon est la communauté la mieux 

individualisée : 41 des 113 espèces sont strictement 

cantonnées dans les sources, ce qui souligne 

l’importance de ces dernières pour la biodiversité 

et l’endémisme des eaux courantes de 

la région. 

Le troisième groupement se rapporte aux stations 

et aux communautés d’invertébrés des 

cours moyen et inférieur ; le biocénotype correspondant 

contient de nombreuses espèces 

caractéristiques du potamal – principalement de 

l’épipotamal. 

Mots clés : Liban, rivières méditerranéennes, 

macroinvertébrés benthiques, écologie, 

biotypologie. 


Investigations on the macroinvertebrate communities 

of Southern Lebanon river systems 

(Aouali and Damour). Studies on the biotypological 

structure of the rivers. 

Abstract 

The Aouali and Damour watersheds include the 

main river systems of Southern Lebanon. Their 

drainage basins are developed on the western 

slopes of Mount Lebanon, between Beirut and 

Saida. This karstic area is rich in large rheocrene 

springs, and the upper reaches of the Aouali 

basin are fed by important spring systems. The 

Aouali is a river 48 km long ; its drainage area is 

302 km 2 . The head spring is a large rheocrene 

karst spring at 1100 m a.s.l. The Damour is a 

river 33 km long ; its drainage area is 288 km 2 . 

Its head source is at 1080 m a.s.l. Twenty-nine 

sites were investigated (23 along the Aouali 

river system, 6 along that of the Damour). Physical, 

chemical, and biological sampling were performed 

monthly for a year. In total 323 species 

of benthic macroinvertebrates were identified. 

Ecological relations and faunistic affinities 

between the 29 stations and 113 selected species 

belonging to 8 major invertebrate groups 

(Mollusca, Crustacea Isopoda and Amphipoda, 

Ephemeroptera, Plecoptera, Coleoptera Dryopoidea, 

Trichoptera, Diptera) have been determined 

through of a Correspondence Analysis. 

Four clusters of species and stations were recognized 

and analysed in order to establish the 

biotypological structure of the rivers. The 1st 

and 2nd clusters include the springstreams and 

the upper reaches of Aouali and Damour ; they 

Aref DIA 

Département des sciences naturelles, 

Faculté des sciences, Université Libanaise, Hadath-Beyrouth, Liban 

Keywords : Lebanon, Mediterraneans rivers, 

benthic macroinvertebrates, ecology, biotypology. 

49

AREF DIA 

50 

correspond to the crenal and the rhithral 

(épi+métarhithral and hyporhithral). The 

macroinvertebrate community of the springs 

and springbrooks is the most characteristic one 

of those river systems : on the 113 selected 

species in the Aouali and Damour, 41 

are restricted to the spring area ; this fact emphazises 

the interest and the importance of 

springs for biodiversity and endemism of the 

running waters of the region. 

The 3rd cluster corresponds to the stations and 

to the invertebrate communities of the middle 

and lower reaches of Aouli and Damour ; the 

related biocenotypes are made up by many significant 

species of the potamal – mainly of the 

epipotamal. 

Introduction 

Le présent travail propose une synthèse des 

données acquises depuis plus de 15 ans sur la 

répartition des macroinvertébrés benthiques 

dans les deux réseaux hydrographiques du 

Liban méridional et d’établir une biotypologie 

de ces cours d’eau côtiers de la Méditerranée 

orientale, selon les typologies existantes 

et le schéma classique d’Illies & Botosaneanu 

(1963). 

La connaissance des peuplements d’invertébrés 

des cours d’eau de Méditerranée orientale 

résulte pour l’essentiel d’études réalisées 

au Liban. Les recherches de Dia sur les 

réseaux hydrographiques de l’Aouali et du 

Damour (versant occidental du Mont Liban) 

ont débuté en 1980 et ont donné matière à une 

quinzaine de publications (description d’une 

trentaine d’espèces nouvelles pour la science, 

zonation écologique des cours d’eau). Les travaux 

de Moubayed (à partir de 1983) sont 

axés principalement sur les communautés 

d’Oligochètes et de Diptères Chironomides de 

deux réseaux hydrographiques, l’Oronte et le 

Litani, qui drainent le versant oriental du 

Mont Liban et la plaine de la Bekaa. Il faut 

aussi mentionner la contribution d’Alouf 

(1983), à la connaissance du peuplement des 

eaux courantes du Liban ; ses publications 

portent sur les Crustacés Amphipodes et Isopodes. 

Les invertébrés des cours d’eau du 

nord d’Israël, en particulier de la rivière Dan 

qui forme le cours supérieur du Jourdain, ont 

été étudiés par Por et al. (1986). 

Matériel et méthodes 

Physiographie et caractères 

physico-chimiques des cours d’eau 

Les bassins versants du Damour et de 

l’Aouali se situent sur la façade occidentale 

du Mont Liban, entre Beyrouth et Saïda. Le 

Damour et l’Aouali sont les seules rivières 

côtières méditerranéennes permanentes du 

Liban méridional. Par leurs caractéristiques 

générales (topographie, hydrologie, géologie, 

climat, végétation), elles sont représentatives 

des hydrosystèmes lotiques de moyenne altitude 

du bassin de la Méditerranée orientale. 

Ces deux réseaux contigus appartiennent à 

une même unité géomorphologique (Liban 

méridional) et coulent sur les mêmes formations 

géologiques (terrains à dominance calcaire, 

calcaire marneux, grès de base et dépôts 

récents). Les sources frontales naissent du 

même réservoir karstique situé au pied du 

massif Barouk-Niha vers 1 100 m d’altitude ; 

leurs émissaires coulent dans une direction 

sud-ouest. L’Aouali a un bassin versant de 

302 km 2 . Sa longueur est de 48 km ; sa pente 

de 22 m.km -1 . La source principale est à 

1 080 m d’altitude. La partie supérieure du 

bassin est alimentée par un important système 

de sources dont les émissaires coulent dans 

des petites vallées, longues de 1 à 3 km, perpendiculaires 

au cours principal avec une 

pente abrupte de 40 à 70 m.km -1 . Dans son 

cours inférieur, la rivière coule sur 18 km à 

travers une plaine alluviale (pente : 5- 

15 m.km -1 ). Le Damour a un bassin versant 

de 288 km 2 . Sa longueur est de 33 km ; sa 

pente de 33 m.km -1 . La source principale, 

située à 1 100 m d’altitude, est de type rhéocrène 

karstique. La rivière reçoit trois 

affluents principaux. Dans sa vallée alluviale, 

elle coule, avec une pente de 10 m.km -1 , sur 

une longueur de 9 km. 

Tous les cours d’eau du Liban méridional sont 

soumis à un climat de type méditerranéen (été 

chaud et sec, hiver doux et humide). Les précipitations 

annuelles, comprises entre 680 mm 

près de la côte et 1 350 mm en montagne, sont 

concentrées sur un petit nombre de jours (60- 

80 jours), de novembre à mars. Les crues surviennent 

entre février et avril, les étiages entre 

juin et octobre. Le débit moyen annuel du 

cours inférieur de l’Aouali (près de Saïda) est 

de 16 m 3 .s -1 , avec un maximum de 27 m 3 .s -1 

en avril et un minimum de 8 m 3 .s -1 en 

novembre. Dans le cours inférieur du Damour, 



Recherches sur les peuplements de macroinvertébrés des cours d’eau du Liban méridional (Aouali et Damour). 


le débit moyen annuel est de 4 m 3 .s -1 , le maximum 

de 11 m 3 .s -1 (février) et le minimum de 

0,15 m 3 .s -1 (septembre). 

Les principales sources frontales sont alimentées 

par des nappes semi-captives situées 

dans des calcaires jurassiques karstifiés. Le 

débit de la source principale de l’Aouali varie 

entre 0,3 m 3 .s -1 (novembre) et 2 m 3 .s -1 (avril) ; 

celui de la source principale du Damour varie 

de 0,6 m 3 .s -1 (novembre) à 1,7 m 3 .s -1 (mars). 

Les températures annuelles maximales des 

sources, de leurs émissaires et des cours supérieurs 

ne dépassent pas 15 o C ; elles dépassent 

20 o C dans le cours inférieur. Les températures 

minimales ont été enregistrées en hiver 

(8 o C à 14 o C). Les températures maximales 

ont été mesurées en juillet (26 o C dans le 

cours inférieur du Damour, 29 o C dans le 

cours inférieur de l’Aouali). Le maximum 

thermique annuel varie de 13 à 24 o C dans les 

cours supérieurs, de 23 à 29 o C dans les stations 

des cours inférieurs (mesures réalisées 

sur une période de 3 années). La température 

des sources est stable sur le cycle annuel : 

entre 9,5 o C et 11 o C à la source principale de 

l’Aouali, entre 10 o C et 13 o C à la source principale 

du Damour. 

Les cours d’eau du Liban méridional, alimentés 

par l’aquifère karstique, sont riches en 

substances dissoutes (conductivité = 200 à 

500 µS.cm -1 ; pH = 7,3 à 8,3 ; Ca++ = 40 à 

100 mg.1 -1 ; alcalinité = 115 à 250 mg.1 -1 ). 

Les valeurs du pH, de la dureté totale, de l’alcalinité 

et de la conductivité augmentent de 

l’amont vers l’aval : la conductivité passe de 

210 µS.cm -1 dans les sources à 420- 

430 µS.cm -1 dans les cours moyens et à 480- 

490 µS.cm -1 dans les cours inférieurs. L’oxygène 

dissous est généralement à saturation 

dans toutes les stations, avec des valeurs comprises 

entre 80 % et 105 %. 

Les deux rivières et leurs affluents reçoivent 

des rejets domestiques. En aval des villages 

(Jezzine, Aïn Zhalta, Boutmé, Aley, Barouk) 

on a mesuré les concentrations les plus élevées 

en nitrates (entre 4 et 12 mg.l -1 ), en 

nitrites (entre 0,1 et 0,35 mg.l -1 ), sels ammoniacaux 

(entre 0,5 et 2 mg.l -1 ) et phosphates 

(entre 15 et 70 µg.l -1 ). 

Les sites d’étude 

Au total 29 stations ont été prospectées 

(figure 1) : 

– dans le réseau de l’Aouali : 10 stations sur 

le cours principal et 13 sur les affluents ; 

– dans le réseau du Damour : 4 stations sur le 

cours principal et 2 sur les affluents ; 

Chaque station est désignée par un binôme 

lettre-chiffre ; les lettres majuscules désignent 

les stations du cours principal (D = Damour, 

A = Aouali), et les lettres minuscules les stations 

des affluents (d = Damour, a = Aouali). 

Les sources et leurs émissaires sont précédées 

d’un S. La lettre « t » désigne un écoulement 

temporaire. Le chiffre qui suit la lettre indique 

un numéro d’ordre depuis l’amont vers l’aval 

(tableau I). 

Nous avons indiqué pour chaque station : l’altitude 

(en mètres), la distance à la source (en 

kilomètres), la largeur du lit (en mètres), les 

températures minimale et maximale de l’eau 

(tableau I). 

La majeure partie du rhithral du Damour n’a 

pu être prospectée en raison de l’inaccessibi- 

Figure 1 – Carte des réseaux hydrographiques de l’Aouali et du Damour ; 

localisation des stations de prélèvements. 

Map showing the river systems of Aouali and Damour, 

and location of sampling sites. 

51

AREF DIA 

Tableau I – Récapitulatif des caractéristiques des stations étudiées (Aouali et Damour). 

Table I – Overview of the study-site features (Aouali et Damour). 

52 

lité du cours moyen (gorges, sans voie d’accès). 

Compte tenu de l’importance exceptionnelle 

du biotope des sources dans les réseaux étudiés, 

il convient d’accorder une attention particulière 

à cette zone de l’hydrosystème. 

Dans les deux réseaux, trois types de sources 

peuvent être reconnus en fonction de leurs 

caractéristiques physiographiques. 

– Les sources frontales : SD1 (Nabaa es Safa) 

pour le Damour, SA1 (Nabaa el Barouk) 

pour l’Aouali. Ce sont les sources principales 

des deux réseaux ; elles se situent 

entre 1 000 et 1 100 m d’altitude. Elles ont 

un débit important (entre 300 et 2 000 l.s -1 

selon la saison) à température presque 

constante (10 o C-13 o C). 

Altitude Distance de la source Largeur Température 

mini maxi 

(m) (km) (m) (ºC) 

B.V. Aouali 

Cours principal 

SA1 Nabaa el Barouk 1 080 2-4 9,5 11 

A2 aval Nabaa el Barouk 1 064 1 2-4 9,7 15,3 

A3 Jisr el Misri 1 050 2 2-4 8 15 

A4 Jisr Batloûn 980 4 2-4 9 18 

A5 pont Jdaidet ech Choûf 710 11 4-6 11 19 

A6 Jisr Bisri 380 28 6-8 9 29 

A7 amont centrale hydroélectrique Aouali 230 30 6-10 9,5 26 

A8 amont centrale hydroélectrique Joun 50 44 3-5 12 29 

A9 aval centrale hydroélectrique Joun 36 44,5 10-12 9 23 

A10 pont chemin de fer Saïda 

Affluents : sources et ruisseaux 

5 48 8-12 11,5 23 

Sa11 Nabaa Batloûn-el kharara 960 2-3 12 14,5 

Sa12 Nabaa Mourched et son ruisseau 800 3-4 13,5 15 

Sta13 Ain Chelouf (temporaire) 840 2-3 8,3 15,5 

Sa14 Ras el Ain 850 1-2 14,5 16 

Sa15 ruisseau de Nabaa Salman 800 3-4 11,5 18 

Sa16 Nabaa Abou Kharma et son ruisseau 850 3-4 8 15 

Sa17 Nabaa Bâter ech Choûf 

– Nahr Aaray/Torrent Jezzîne 

820 2-3 13 14,5 

Sa18 Nabaa Aazibi 990 3-4 5 15,5 

Sa19 Nabaa Jezzîne 950 3-4 12,5 14 

a 20 aval Nabaa Jezzîne 900 0,95 2-5 10 19 

a 21 aval village Jezzîne (Oûadi Jezzîne) 690 2,25 2-5 10 21,5 

– ta22 Ouâdi Azour (temporaire) 380 3-4 10,5 23 

– Sa23 Nabaa Joun (Fouar es Saraaouniyé) 36 2-4 16 22,8 

B.V. Damour 

Cours principal 

SD1 Nabaa es Safa et ruisseau d’Ain Dara = Nahr es Safa 1 000 3-5 10 13 

D2 aval Nahr es Safa 950 2 2-4 9 17 

D3 Jisr el Quâdi 260 18 6-8 11,5 23 

D4 Jisr ed Damour 

Affluents 

40 28 6-8 12 26 

Dt5 Ouâdi el Ghâboun (temporaire) 260 10 4-6 11,5 24 

d6 Nahr el Hammam 45 15 4-6 13,5 22 

– Les sources latérales (Sa11 à Sa19). Il s’agit 

de sources à débit plus faibles de température 

comprise entre 12 o C et 15 o C. Elles se 

répartissent sur le même versant ouest du 

massif Barouk-Niha, entre 800 et 1 100 m 

d’altitude. 

Ces deux catégories de sources, caractérisées 

par des débits élevés à l’émergence et par des 

ruisseaux émissaires à forte pente et à écoulement 

rapide, sont représentatives d’un rhéocrénal. 

– Une source de basse altitude (Sa23). Située 

à 36 m d’altitude, son débit est modéré, 

l’écoulement est lent, et la température plus 

élevée (16 o C-22,8 o C). Ce biotope correspond 

à un limnocrénal. 


Échantillonnage 




L’échantillonnage quantitatif de la faune benthique 

a été réalisé grâce à des échantillonneurs 

de type « Surber » permettant d’obtenir 

des prélèvements sur une surface de substrat 

de 0,1 m2 . 

Sur un cycle annuel, de mai 1979 à avril 1980, 

11 ou 12 séries de prélèvements ont été effectuées 

dans les 21 stations de la rivière Aouali 

(sauf aux stations temporaires S13 avec 

8 séries de prélèvements et ta22 avec 4 séries). 

De mai 1980 à avril 1981, 12 séries de prélèvements 

ont été réalisées dans les 5 stations 

de la rivière Damour (sauf à la station temporaire 

dt5 avec 7 séries). Au total 1 973 

échantillons ont été obtenus. La troisième 

année 1981-1982, des récoltes de faune générale 

benthique ont été faites pour les stades 

immatures et imagos et chasse de nuit par la 

lumière artificielle (lampes « petromax » donnant 

une lumière blanche très vive) pour les 

stades imagos. Au total, les prélèvements 

« qualitatifs » (plus de 800 échantillons ont 

été effectués). Ceci est fait pour compléter 

l’inventaire faunistique de toutes ces stations. 

Le matériel zoologique que nous avons 

récolté depuis 1980, dans l’Aouali et le 

Damour, a été identifié par nous-même et 

vérifié par divers spécialistes ; il a fait l’objet 

de plusieurs publications en collaboration : 

Dia & Henry (1984) pour les Crustacés Isopodes 

; Thomas & Dia (1982a, 1983, 1984), 

pour les Éphéméroptères ; Berthélemy & Dia 

(1982), Sivec & Dia (2002), pour les Plécoptères 

; Thomas & Dia (1982b) et Giudicelli 

& Dia (1986), pour les Diptères Limoniides, 

Simuliides ; Dia & Botosaneanu (1980, 1983) 

pour les Trichoptères. 

Analyses statistiques 

Les comptages sont consignés dans des 

tableaux à double entrée espèces/prélèvements. 

Afin d’étudier l’organisation des peuplements 

dans les deux réseaux hydrographiques, 

un traitement des données 

faunistiques a été réalisé par une analyse factorielle 

des correspondances (AFC) et une 

classification hiérarchique ascendante 

d’ordre 2 (réalisées avec le logiciel ADE 4: 

Thioulouse et al. 1997). 

Résultats 

Analyse biocénotique 

et biotypologique du peuplement 

L’étude biocénotique porte sur l’ensemble des 

espèces et la totalité des stations des deux 

réseaux hydrographiques. Sur 113 espèces 

recensées (tableau en annexe), 64 sont communes 

aux deux cours d’eau et représentent 

90 % de la faune du Damour. Il est donc 

logique d’analyser les relations spécifiques 

(entre les espèces) et les relations coenotiques 

(entre les stations) pour l’ensemble des deux 

réseaux. 

Afin de pouvoir comparer les résultats de 

l’échantillonnage, nous avons adopté le système 

de classes d’abondance proposé par Verneaux 

(1973) : l’abondance d’une espèce dans 

les stations où elle figure est représentée par 

5 classes exprimées par des coefficients chiffrés 

de 1 à 5. 

Tableau II – Densité (N.m-2 ) des principaux groupes taxonomiques dans la source frontale et dans les stations supérieures 

du cours principal de l’Aouali et du Damour. 

Table II – Density (N.m-2 ) of the major invertebrate groups in the head spring and in the upper sampling sites 

of the Aouali and Damour rivers. 

Source el Barouk Cours d’eau Source es Safa Cours d’eau 

en aval de la source en aval de la source 

(station SA1) (station A2) (station SD1) (station D2) 

Mollusques 138 4 28 6 

Amphipodes 3 802 33 949 8 

Éphéméroptères 365 3 631 1 986 1 424 

Plécoptères 5 79 253 9 

Elmides 7 41 191 66 

Trichoptères 1 181 238 1 462 56 

Simuliides 68 2 179 5 1092 

Chironomides 380 947 334 1 100 

Autres groupes 507 320 132 605 

Total (N.m -2 ) 6453 7 472 5 340 4 366 

53

AREF DIA 

Figure 2 – Distribution et groupement des stations de prélèvements 

dans le plan F1 x F2 de l’AFC. 

Clustering of sampling sites using FCA 

on the F1 x F2 factorial plane. 

Figure 3 – Distribution et groupement des espèces 

dans le plan F1 x F2 de l’AFC. 

Clustering of species using FCA on the F1 x F2 factorial plane. 

54 

La projection sur le plan F1 x F2 des points 

stations (figure 2) et des points espèces 

(figure 3) résulte du traitement des données 

concernant 29 stations et 113 espèces. 

Les axes 1, 2, 3 extraient respectivement 

14 %, 8,9 %, 7,7 % de l’inertie totale pour le 

Damour et l’Aouali. L’analyse des axes factoriels 

montre les tendances suivantes : 

Axe 1. Sur cet axe, les stations sont réparties 

de gauche à droite dans un gradient altitudinal 

décroissant. Cet ordre est bien respecté 

pour le Damour et moins pour l’Aouali (en 

raison de particularités topographiques). 

L’axe 1 représente donc la succession amontaval 

des stations et des espèces. 

Axe 2. Cet axe représente un gradient de substrat, 

depuis le plus grossier jusqu’au plus fin. 

À l’extrémité de cet axe, on trouve les grandes 

sources frontales (SD1 et SA1) à pente 

moyenne, à substrat peu encroûté et meuble 

(graviers, sables). À l’extrémité opposée, on 

trouve les sources du massif Barouk-Niha 

caractérisées par une forte pente (A5-Sa18), 

un substrat grossier (dalles, blocs, pierres) et 

un lit formé d’une alternance de cascades et 

de fosses. Les contributions relatives majeures 

à l’inertie expliquée par cet axe (seuil > 90 %) 

sont égales à 37 % (SD1 : 14,5 %, Sa15 : 

13 %, SA1 : 9,5 %). 

Groupements d’espèces 

et de stations 

L’analyse hiérarchique ascendante permet de 

distinguer sur les diagrammes deux groupements 

principaux de stations et d’espèces : 

G 1 et G 2 (figures 2 et 3). 

Ces groupements correspondent à des unités 

écologiques majeures : 

• le groupement des cours supérieurs (G 1) ; 

• le groupement des cours moyens et inférieurs 

(G 2). 

a. Groupement des cours supérieurs 

(G 1) 

Ce groupement est constitué de 18 stations ; 

il englobe les sources et émissaires des 

sources, les quatre stations supérieures (A2, 

A3, A4, A5) de la rivière Aouali et les deux 

stations supérieures de la rivière Damour 

(SD1, D2). Cet ensemble de stations et leurs 

biotopes respectifs forment le secteur initial 

des deux réseaux hydrographiques. Le biocénotype 

correspondant réunit 73 espèces. 





La classification hiérarchique fait apparaître 

des subdivisions au sein de ce vaste ensemble. 

Un premier niveau de discrimination distingue 

deux sous-groupes. 

– Sous-groupe G 1 A 

Il concerne 10 stations ; elles correspondent 

aux grandes sources qui sont à l’origine des 

deux réseaux et aux cours supérieurs des deux 

rivières : 

• 6 sources de débordement (sources vauclusiennes), 

caractérisées par leur débit fort 

(300 à 2 000 l.s -1 ) et régulier ; 

• 4 stations situées sur le cours principal des 

deux rivières. 

Dans ce sous-groupe, deux stations (D2, a21), 

situées au voisinage de l’intersection des axes 

1 et 2, s’isolent des huit autres (cf. cartes factorielles 

de la figure 2) ; ce sont des stations 

perturbées par les rejets organiques de deux 

agglomérations (Ain Zhalta et Jezzine). 

– NOYAU G 1 Aa 

Le biocénotype correspondant réunit 

neuf espèces sténothermes d’eau froide. Trois 

sont exclusives des stations correspondant à 

ce groupement : Protonemura pectinata, 

Glossosoma hazbanica et Apatania cypria. 

Les six autres espèces (Bithynia badiella, 

Ancylus fluviatilis, Pisidium casertanum, 

Proasellus coxalis aoualensis, Elmis rioloides, 

Blepharicera fasciata) sont rhéophiles 

à large répartition géographique et écologique 

; leur présence dans le secteur initial des 

deux réseaux est en rapport avec un fort 

hydrodynamisme. 

Appartenant à la limite des deux sousgroupes, 

Baetis rhodani, l’éphémère le plus 

répandu, est très euryèce 

– NOYAU G 1 Ab 

Le biocénotype correspondant réunit trente 

espèces. On peut y distinguer plusieurs types 

écologiques : 

– des espèces eurytopes à l’échelle des 

réseaux étudiés : Planorbis piscinarum, Valvata 

saulcyi, Lymnaea truncatula, Sphaerium 

corneum, Cloeon dipterum, Baetis 

rhodani, Centroptilum luteolum, Hydropsyche 

yahfufah, Hydroptila vectis, Dryops 

algiricus, Simulium bezzii, S. intermedium, 

S. pseudequinum, S. latizonum, Limnophora 

sp2 ; 

– des espèces crénophiles : Pisidium personatum, 

Belgrandiella libanica, Proasellus bardaunii, 

Protonemura zernyi, P. libanica, 

Hydropsyche longindex, Allotrichia teldanica 

; 

– des espèces du crénal-rhithral : Gammarus 

laticoxalis, Electrogena sp1, Brachyptera 

galeata, Rhyacophila fasciata, Agapetus 

caucasicus, Simulium niha, Grouvellinus 

coyei ; 

– une espèce (Rhithrogena znojkoi) qui vit 

dans le cours principal de l’Aouali et du 

Damour. 

– Sous-groupe G 1 B 

Il réunit les émissaires des sept sources à débit 

moyen et la station aval (A5) du cours supérieur 

de l’Aouali ; ces stations se répartissent 

sur un secteur altitudinal étroit (entre 710 et 

990 m). Le biocénotype correspondant est 

caractéristique du peuplement des ruisseaux 

de moyenne altitude de la montagne libanaise. 

Il est le plus riche en espèces : 34 espèces 

appartenant à tous les groupes taxonomiques 

d’invertébrés benthiques. 

Dans cet ensemble faunistique, on peut distinguer 

trois groupes écologiques : 

• les espèces crénophiles : Pisidium obtusale, 

Proasellus bardaunii, Leuctra kopetdaghi, 

Capnia turkestanica brevicula, Protonemura 

libanocypria, Isoperla berthelemyi, Tinodes 

kadiellus, T. negevianus, Micropterna coiffaiti, 

Stactobia pacatoria, Esolus parallelepipedus, 

Prosimulium petrosum, Antocha 

libanotica ; 

• les espèces du crénal-rhithral : Electrogena 

galileae, Alainites muticus, Baetis baroukianus, 

Leuctra hippopus, Leuctra sp. gr. 

hipopus, Pontoperla sp, Tinodes caputaquae, 

T. tohmei, Polycentropus baroukus, 

Wormaldia subnigra, Ithytrichia lamellaris, 

Ernodes saltans, Lype reducta, Riolus syriacus, 

Stenelmis puberula ; 

• les espèces eurytopes plus fréquentes dans 

le rhithral que dans le crénal : Ephemera sp, 

Baetis bisri, Leuctra fusca latior. 

b. Groupement des cours moyens 

et inférieurs (G 2) 

Ce groupement se subdivise en deux sousgroupes. 

– Sous-groupe G 2 A, 5 stations, 14 espèces. 

Cet ensemble réunit les stations du cours 

moyen et inférieur de l’Aouali (en dessous de 

400 m d’altitude), à l’exception de deux stations 

qui se placent dans l’autre sous-groupe. 

L’ensemble faunistique correspondant se 

compose d’espèces thermophiles qui vivent 

55

AREF DIA 

56 

habituellement dans la partie terminale des 

réseaux hydrographiques : Melanopsis praemorsa, 

Proasellus coxalis, Prosopistoma 

oronti, Choroterpes picteti, Baetis sp6, Psychomyia 

pusilla, Dryops goidanichi. 

Cinq espèces de ce sous-groupe sont strictement 

cantonnées dans le secteur influencé par 

l’usine hydroélectrique de Joun (stations A9 

et A10) : 

• Semisalsa contempta et Gammarus pseudosyriacus, 

trouvées aussi dans le bassin supérieur 

du Litani (il est probable qu’elles ont 

été amenées dans l’Aouali par la dérivation 

des eaux du Litani vers l’usine de Joun) ; 

• Allotrichia vilnensis orientalis et Hydroptila 

angustata qui présentent un large spectre 

écologique dans les réseaux hydrographiques 

de la Méditerranée orientale, depuis 

les sources jusqu’aux grandes rivières de 

basse altitude (Botosaneanu 1992) ; 

• Radix auricularia considérée comme une 

espèce potamophile (Mouthon 1980) ; Moubayed 

(1986) la signale au Liban dans l’épipotamal 

et dans les milieux lénitiques. 

– Sous-groupe G 2 B, 6 stations, 26 espèces. 

Il concerne les quatre stations du cours moyen 

et inférieur du Damour (en dessous de 300 m 

d’altitude) auxquelles s’ajoutent deux stations 

(A7 et A8) du cours moyen et inférieur de 

l’Aouali. 

Le biocénotype est formé : 

• d’un ensemble d’espèces eurytopes, (elles 

occupent pour cette raison des positions 

proches de l’origine des axes) : Caenis 

macrura, Hydroptila phoeniciae, Rhyacophila 

nubila, Oxyethira delcourti, Hydroptila 

angustata, Hydropsyche theodoriana, 

H. yahfufah, Adicella syriaca, Elmis syriaca, 

Esolus pygmaeus, Limnius intermedius, 

Antocha phoenicia, Simulium pseudequinum 

; 

• d’espèces cantonnées dans le cours moyeninférieur 

de l’Aouali et le cours inférieur du 

Damour : Procloeon pennulatum, Baetis 

spei, Hydropsche incognita, Normandia 

nitens ; 

• d’espèces qui n’ont été récoltées que dans la 

basse vallée du Damour : Hydroptila mendli 

levanti, H. libanica, H. aegyptia, Cheumatopsyche 

capitella. 

Cinq espèces figurant dans ce biocénotype ont 

une répartition très restreinte : 

Obuchovia transcaspicum est limitée à la station 

A7, Marthamea beraudi à la station D3, 

et Oxyethira falcata à la station A6. Une 

espèce madicole (Stactobia caspersi) vit dans 

les stations d6 et A7 ; une espèce thermophile 

(Physa acuta) a été récoltée dans les stations 

dt5 et D4. 

c. Particularités de l’organisation 

biocénotique des deux réseaux 

L’originalité du réseau hydrographique de 

l’Aouali réside dans le grand développement 

du système des sources. 

Le biotope que constituent les sources et leurs 

émissaires présente un intérêt particulier du 

fait qu’il héberge 32 des 37 espèces exclusives 

du réseau hydrographique de l’Aouali (elles 

ne se trouvent pas dans le réseau du Damour). 

Les espèces exclusives du Damour sont cantonnées 

dans son cours moyen ou inférieur 

(Physa acuta, Marthamea beraudi, Hydroptila 

libanica, H. mendli levanti, H. aegyptia, 

Cheumatopsyche capitella). L’absence de ces 

espèces dans la zone homologue de l’Aouali 

est probablement liée aux perturbations 

hydrauliques que provoque le fonctionnement 

de l’usine hydro-électrique de Joun. Ainsi, le 

secteur inférieur de l’Aouali a un peuplement 

plus pauvre en espèces et en individus que la 

portion homologue du Damour. 

Zonation longitudinale de l’Aouali 

et du Damour 

Il importe d’intégrer les résultats de l’analyse 

biocénotique dans la théorie de la zonation 

longitudinale des eaux courantes selon 

laquelle il est possible de subdiviser un réseau 

hydrographique en zones successives caractérisées 

par différents groupements d’espèces. 

On examinera, en particulier, la possibilité de 

mettre en correspondance les groupements 

d’espèces et de stations mis en évidence dans 

la présente étude avec les zones énumérées 

dans le schéma de zonation d’Illies & Botosaneanu 

(1963). 

L’Aouali est un réseau atypique car il ne présente 

pas de confluence principale. Il s’agit 

d’un réseau où un cours d’eau unique – le 

cours d’eau principal – draine l’ensemble des 

émissaires de sources issues du massif karstique. 

Le Damour est un réseau de type ramifié, 

avec une confluence principale (Ouâdi 

Bou Zebli-Nahr es Safa). 

Pour définir des zones biocénotiques on ne 

peut utiliser, pour ce réseau, le schéma classique 

d’Illies & Botosaneanu (1963) qui fixe 

les limites de zones au niveau des confluences 





principales. Cependant, plusieurs études ont 

montré que les limites de zones peuvent être 

placées en dehors des confluences principales 

(Décamps 1968 ; Giudicelli 1968 ; Verneaux 

1973 ; Giudicelli et al. 1980 ; Dakki 1986) et 

que l’on peut établir, pour des réseaux de 

structure atypique, des homologies avec les 

zones biocénotiques proposées par Illies et 

Botosaneanu (loc. cit.). 

a. Le crénon. Le peuplement des sources 

et ses relations avec le peuplement 

du cours d’eau principal 

Les stations du crénal des deux réseaux sont 

réunies dans le groupement G1 où elles sont 

associées aux stations du cours supérieur des 

deux rivières dans lequel aboutissent leurs 

ruisseaux émissaires. Cette relation forte qui 

réunit le crénal et le cours supérieur de 

l’Aouali et du Damour s’explique par le type 

de sources qui alimentent le cours d’eau principal 

: ce sont des sources de type vauclusien. 

Les ruisseaux émissaires des sources karstiques 

issues du massif Barouk-Niha sont bien 

différents d’un émissaire de source typique 

(hypocrénal). Leurs caractéristiques physiographiques 

(largeur, pente et débit) sont celles 

des cours d’eau du rhithral supérieur. 

Ces sources et leurs émissaires hébergent des 

communautés qui, par leur composition faunistique, 

se rattachent au crénon et au début 

du rhithron. On y trouve, en effet, 19 espèces 

que Moubayed (1986) et Botosaneanu (1992) 

considèrent comme caractéristiques du crénal 

et du rhithral des cours d’eau de la province 

du Levant ; ce sont : 

• Pisidium casertanum, Electrogena sp1, Baetis 

rhodani, Stenelmis puberula, Grouvellinus 

coyei, Riolus syriacus (Moubayed 

1986) ; 

• Rhyacophila fasciata, Hydroptila phœniciae, 

H. aegyptia, H. vectis, Oxyethira falcata, 

Ithytrichia lamellaris, Hydropsyche yahfufah, 

Polycentropus baroukus, Lype reducta, 

Tinodes caputaquae, T. tohmei, Adicella 

syriaca, Micropterna coiffaiti (Botosaneanu 

1992). 

L’AFC ne différencie pas, au plan faunistique, 

les sources et leurs émissaires des stations du 

cours supérieur de l’Aouali et du Damour, ces 

deux types de biotopes se trouvant associés 

dans le même groupe ou sous-groupe de stations. 

En fait, dans le secteur amont, les différences 

thermiques sont faibles entre les 

émissaires de sources et le cours principal, de 

sorte que les échanges de faune entre les deux 

biotopes sont nombreux. 

Les affinités faunistiques entre les émissaires 

de sources et le cours d’eau principal témoignent 

d’une interdépendance marquée des 

deux biotopes : 

• sur les 26 espèces qui constituent la faune de 

la source el Barouk et son émissaire (SA1), 

18 sont communes avec la station du cours 

principal (A2) située à l’aval immédiat de la 

source frontale. Sur les 18 espèces qui 

constituent la faune de la source (Sa11) 

située à 960 m, 16 sont communes avec la 

faune de la station A4 située à la même altitude 

; 

• sur les 43 espèces qui constituent la faune 

du cours principal de l’Aouali à la station 

A5, 40 espèces sont communes avec l’ensemble 

de la faune des sources et ruisseaux 

de sources (Sa12… Sa17) qui débouchent 

dans cette section du cours supérieur de 

l’Aouali. 

Les différences biocénotiques entre ces 

2 types de biotopes (rhéocrénal et rhithral 

supérieur) sont peu marquées si l’on considère 

seulement la composition spécifique des 

deux types de peuplements. Elles deviennent 

évidentes si l’on prend en compte la structure 

des deux peuplements. Ainsi, il existe des différences 

quantitatives (en densité) au niveau 

de chaque groupe : les mollusques, les amphipodes 

et les trichoptères dominent dans les 

sources ; les simuliides, les chironomides 

dominent dans les stations correspondantes au 

cours principal (tableau II). 

a.1. Espèces caractéristiques 

de la communauté du crénal 

du versant ouest du massif Barouk- 

Niha (600-1 100 m d’altitude) 

Sur les 113 espèces recensées dans les deux 

réseaux, 81 vivent dans les sources et leurs 

émissaires. Parmi ces espèces, 20 ne figurent 

pas dans le cours d’eau principal, ce sont les 

« caractéristiques exclusives » du crénal. 

– Caractéristiques exclusives des deux sources 

frontales et leurs émissaires (SA1, SD1) : Protonemura 

pectinata (peu abondante), Apatania 

cypria, Glossosoma hazbanica (abondantes). 

– Caractéristiques exclusives des sources 

latérales : Pisidium obtusale (S12), P. personatum 

(S17), Habrophlebia sp (S15), Protonemura 

libanocypria (S12, S18), P. libanica 

(S17), Isoperla berthelemyi (S14), Capnia 

turkestanica brevicula et Stactobia pacatoria 

57

AREF DIA 

58 

(S12, S15), Stactobia aoualina (S16, S18, 

S15), Allotrichia teldanica (S17, S18), 

Hydropsyche longindex (S12, S17), Ernodes 

saltans (S12, S17, S18), Tinodes kadiellus 

(S14, S18), T. negevianus (S18), Micropterna 

coiffaiti (S12), Antocha libanotica (S18, S16), 

Prosimulium petrosum (S17). 

a.2. Le peuplement de la source 

de basse altitude 

(Sa 23 : source Joun et son émissaire) 

Il est dépendant de celui du cours principal à 

la même altitude puisque cette source aux 

eaux relativement chaudes (22,8 o C) se situe 

près du lit de l’Aouali. Sur les 45 espèces peuplant 

cette source, 28 espèces sont communes 

avec la faune de l’Aouali à la même altitude, 

mais les différences quantitatives entre les 

deux communautés sont notables : la densité 

du peuplement est de 901 ind.m -2 pour le 

cours principal à la station A8 et de 4 882 

ind.m -2 à la source. Les densités des divers 

groupes faunistiques sont bien différentes, 

surtout pour les Mollusques (3 ind.m -2 dans 

l’Aouali et 1 354 ind./m 2 dans la source) et 

pour les Chironomides (187 ind.m -2 et 2 451 

ind.m -2 ). 

Le peuplement de cette source limnocrène 

forme avec le peuplement du cours inférieur 

de l’Aouali un même biocénotype constitué 

d’espèces thermophiles (G2 A). 

Les espèces caractéristiques de ce « crénal 

chaud » sont : Melanopsis praemorsa, Radix 

auricularia, Valvata saulcyi, Planorbis piscinarum, 

Proasellus coxalis, Laccophilus hyalinus. 

b. La distinction entre le rhithral 

et le potamal 

Le Damour et l’Aouali dévalent vers la mer 

en suivant la trajectoire la plus directe, de 

sorte qu’ils gardent leur caractère torrentiel 

presque jusqu’à l’embouchure. De ce fait, la 

distinction entre la rivière (rhithral) et le 

fleuve (potamal) n’est pas évidente. Dès lors, 

il faut associer des critères physiques et des 

critères biotiques pour fixer la limite entre ces 

deux zones écologiques majeures. L’analyse 

portera sur le cours principal de l’Aouali où 

9 stations se succèdent sur le gradient altitudinal. 

Critères physiques : en aval de la station A5, 

l’Aouali reçoit plusieurs affluents d’ordre 1 et 

2 issus de sources latérales du massif Barouk- 

Niha. Le débit moyen annuel passe de 

1,5 m 3 .s -1 à la station A5 à 4,5 m 3 .s -1 à la sta- 

tion A6. Ce changement de débit, qui s’accompagne 

d’une diminution de la pente et 

d’un élargissement du lit, provoque des changements 

au niveau de la physiographie du 

cours axial et au niveau des paramètres abiotiques 

(température, substrat). Donc, le passage 

entre les stations A5 et A6 se traduit par 

un changement écologique majeur. 

Si l’on se réfère aux critères proposés par 

Illies & Botosaneanu (1963) pour définir les 

deux hydrosystèmes (rhithral, potamal), on 

peut aussi prendre en compte le régime thermique. 

Les eaux des stations du cours supérieur (A2, 

A3, A4, A5) ont un maximum thermique 

compris entre 15 o C et 19 o C ; de ce fait, ce 

secteur appartient au rhithral, si l’on se réfère 

au critère thermique retenu par Illies et Botosaneanu. 

Les eaux du secteur incluant les stations A6, 

A7, A8, A9, A10 ont des amplitudes thermiques 

annuelles égales et généralement 

supérieures à 20 o C, avec des maximums 

annuels entre 23 o C et 29 o C. Ce secteur, toujours 

selon le même critère, se rattache au 

potamal ; dans le cas particulier, il doit être 

assimilé à un épipotamal. 

Critères biotiques : la distinction entre les 

deux zones écologiques majeures et leurs subdivisions 

se base aussi sur des espèces indicatrices. 

Au niveau des stations A5 et A6, on 

observe une discontinuité majeure dans la 

répartition des macroinvertébrés. La station 

A5, à 11 km de la source frontale, marque la 

limite inférieure de répartition pour de nombreuses 

espèces du cours supérieur, telles que 

Bithynia badiella, Pisidium casertanum, 

Gammarus laticoxalis, Electrogena sp1, E. 

galileae, Rhithrogena znojkoi, Agapetus caucasicus, 

Tinodes caputaquae, Lype reducta, 

Stenelmis puberula, Grouvellinus coyei, Riolus 

syriacus. La station A6 marque la limite 

supérieure de répartition d’espèces potamiques, 

telles que Proasellus coxalis, Psychomyia 

pusilla, Hydropsyche incognita, 

Hydroptila angustata, Dryops goidanichi ; 

elle est aussi caractérisée par l’apparition 

d’habitats d’eau calme peuplés de Coléoptères 

Hydrocanthares et d’Hétéroptères. 

La prise en compte des différents critères 

montre bien que, dans l’Aouali, la limite rhithral-potamal 

se situe entre les stations A5 et 

A6. 


.1 Les subdivisions du rhithral 

et du potamal 




Les résultats de l’AFC et l’analyse comparative 

des peuplements du cours supérieur des 

deux rivières ont montré que le secteur amont 

des deux cours d’eau principaux (stations A2, 

A3, A4, D2) fait partie d’un même ensemble 

faunistique et coenotique (sous-groupe G1 A), 

qui réunit le secteur des sources karstiques et 

le secteur initial du rhithral (épirhithral). 

La dernière station du cours supérieur de 

l’Aouali (station A5), qui s’intègre dans le 

sous-groupe G1 B, héberge des espèces qui 

ont été placées par les auteurs dans deux sections 

du rhithral : 

– dans le métarhithral : Wormaldia subnigra 

(Caspers et al. 1977), Lype reducta et Leuctra 

hippopus (Verneaux 1973) ; 

– dans le métarhithral et l’hyporhithral : Moubayed 

(1986) considère Rhithrogena znojkoi 

et Alainites muticus comme caractéristiques 

de ces deux sections de l’Oronte et du Litani 

(Liban). 

On en arrive à la conclusion suivante : 

– le peuplement des stations supérieures des 

deux cours d’eau principaux (stations A2, 

A3, A4, D2) se rattache à un ensemble qui 

réunit l’épirhithral et le métarhithral ; 

– le peuplement de la station A5 de l’Aouali 

représente la zone inférieure du rhithral 

(hyporhithral). 

Dans les deux réseaux étudiés, il n’y a pas 

d’espèces « caractéristiques exclusives » du 

rhithral car le peuplement de cette zone est 

constitué d’espèces eurytopes à l’échelle des 

deux réseaux. Cependant, certaines de ces 

espèces présentent une abondance maximale 

dans le secteur initial de ces réseaux. On peut 

alors les considérer comme caractéristiques 

électives du rhithral ; ce sont Rhithrogena 

znojkoi, Alainites muticus, Baetis rhodani, B. 

baroukianus, Electrogena galileae, Leuctra 

hippopus, L. fusca latior, Pontoperla sp, Wormaldia 

subnigra, Rhyacophila nubila, Hydropsyche 

yahfufah, Adicella syriaca, Stenelmis 

puberla, Simulium intermedium. 

Le groupement G2 intègre les peuplements 

des cours moyens et inférieurs de l’Aouali et 

du Damour (les 5 dernières stations de 

l’Aouali et les 4 dernières stations du 

Damour). Il peut donc être assimilé à un épipotamon. 

Son biocénotype contient une quinzaine d’espèces 

qui, dans la littérature sur la faune des 

macroinvertébrés des cours d’eau de la pro- 

vince du Levant, ont été citées comme caractéristiques, 

tantôt du rhithral, tantôt du potamal 

et tantôt de ces deux zones à la fois. 

• Rhyacophila nubila, Hydropsyche theodoriana, 

Hydroptila libanica, H. mendli levanti, 

Oxyethira delcourti, sont des espèces caractéristiques 

du rhithral ; Hydroptila angustata 

est caractéristique de l’épipotamal (Botosaneanu 

1992). 

• Limnius intermedius, Simulium pseudequinum 

et Prosopistoma oronti sont caractéristiques 

de l’hyporhithral, Marthamea beraudi 

du métarhithral (Moubayed 1986), 

• Cheumatopsyche capitella se cantonne dans 

le rhithral et l’épipotamal (Botosaneanu 

1992). 

• Rhithrogena znojkoi est caractéristique du 

métarhithral et de l’hyporhithral (Moubayed 

1986). 

À cet ensemble d’espèces indicatrices de 

zone, il faut ajouter d’autres espèces électives 

de ce secteur : Melanopsis praemorsa, Physa 

acuta, Proasellus coxalis, Procloeon pennulatum, 

Baetis spei, Stactobia caspersi, Esolus 

pygmaeus, Elmis syriaca, Dryops goidanichi, 

Antocha phœnicia. Elles complètent le cortège 

faunistique associé à l’épipotamal des 

cours d’eau de la province du Levant. 

En se basant sur la composition faunistique 

des stations de l’Aouali, et sur les informations 

concernant la zonation écologique de 

divers réseaux méditerranéens, on en déduit 

que : 

– le secteur du cours supérieur représente le 

rhithral ; les stations A2, A3, A4 constituent 

une zone qui regroupe l’épirhithral et le 

métarhithral ; 

– la station A5 correspond à un hyporhithral ; 

– le secteur du cours moyen comprenant la 

station A6 correspond à une zone de transition 

entre le rhithral et le potamal ; 

– le secteur du cours inférieur, comprenant les 

stations A7, A8, A9, A10, correspond à la 

zone supérieure du potamal (épipotamal). 

Conclusions : 

la zonation dans les cours d’eau 

de la Méditerranée orientale 

Les résultats de cette étude montrent l’existence 

d’une zonation écologique, mais elle 

présente des particularités qui la distinguent 

du schéma type d’Illies & Botosaneanu. 

La zonation est resserrée car plusieurs zones 

biocénotiques se succèdent dans un même 

59

AREF DIA 

60 

réseau sur un linéaire de quelques dizaines de 

kilomètres. 

La distinction entre les 3 zones majeures (crénal, 

rhithral, potamal) se retrouve dans la plupart 

des cours d’eau méditerranéens ; cependant, 

la zonation est réduite par rapport au 

schéma type qui comporte 7 zones. Ceci 

concorde avec les résultats obtenus dans 

d’autres régions bioclimatiques sèches du 

bassin méditerranéen en utilisant les 

méthodes d’analyse multivariée. Ainsi, dans 

une rivière côtière méditerranéenne du sudest 

de la France, 4 zones ont pu être délimitées 

(Giudicelli et al. 1980). Au Maroc, 

4 zones ont été reconnues dans l’oued Sebou, 

grand réseau hydrographique du Moyen Atlas 

(Dakki 1986) ; 4 zones ont été identifiées dans 

l’oued Reghaya, grande rivière du Haut Atlas 

(Bouzidi 1989). En Israël, dans la rivière Dan, 

une seule zone biocénotique a été retenue, qui 

a été assimilée à un « pseudorhithral » (Por et 

al. 1986). 

Tout différent est le schéma de zonation que 

propose Moubayed (1986) pour le Litani et 

l’Oronte. En se basant sur la seule communauté 

des Diptères Chironomides et en utilisant 

une méthode d’analyse simple (coefficient 

de Sorensen), il a distingué 3 types de 

biocénoses du crénal, les 3 zones du rhithral, 

et un épipotamal. 

Dans le système Aouali-Damour, comme dans 

les autres réseaux méditerranéens, le crénal et 

le potamal (généralement réduit à sa section 

supérieure) sont les zones les mieux individualisées, 

tant par leurs caractéristiques abiotiques 

que par leur peuplement. Ici encore, le 

rhithral est reconnu, mais ses subdivisions 

sont difficiles à identifier. 

Remerciements 

Cette recherche a été subventionnée par le 

Centre national de la recherche scientifique 

du Liban (CNRSL). 

L’auteur remercie chaleureusement : 

J. Giudicelli, professeur à l’université d’Aix- 

Marseille III, pour ses conseils tout au long 

de ce travail et sa lecture critique du manuscrit. 

E. Franquet, maître de conférences à l’université 

d’Aix-Marseille III, pour son aide dans 

le traitement des données faunistiques (AFC, 

classification hiérarchique). 

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ANNEXE – Code des espèces de la matrice des données faunistiques. 

Mollusques 

RAD Radix auricularia (Linné) 

LYM Lymnaea truncatula (Müller) 

PLA Planorbis piscinarum (Bourguignat) 

SEM Semisalsa contempta (Dautzenberg) 

PHY Physella (Physa) acuta Draparnaud 

ANC Ancylus fluviatilis (Müller) 

PCA Pisidium casertanum (Poli) 

PPM Pisidium personatum Malm 

POB Pisidium obtusale (Lamarck) 

BIT Bithynia badiella (Küster) 

BEL Belgrandiella libanica Schûtt 

MEL Melanopsis praemorsa (Linné) 

VAL Valvata saulcyi (Bourguignat) 

SPH Sphaerium corneum (Linné) 

Crustacés 

PCO Proasellus coxalis Dollfus 

PBA Proasellus bardaunii Alouf, 

Henry & Magniez 

PAO Proasellus coxalis aoualensis Dia & Henry 

GAL Gammarus laticoxalis Karaman 

& Pinkster 

GAP Gammarus pseudosyriacus Karaman 

& Pinkster 

Éphéméroptères 

BRH Baetis rhodani Pictet 

BBA Baetis baroukianus Thomas & Dia 

BMU Alainites muticus (Linné) 

BBI Baetis bisri Thomas & Dia 

BSP Baetis spei Thomas & Dia 

BA4 Baetis sp4 




CEL Centroptilum luteolum (Müller) 

CEP Procloeon pennulatum Eaton 

CLO Cloeon dipterum (Linné) 

RHI Rhithrogena znojkoi (Tshernova) 

ECG Electrogena galileae Demoulin 

ECI Electrogena sp1 

CAU Caenis macrura Stephens 

PRO Prosopistoma oronti Alouf 

CHO Choroterpes picteti (Eaton) 

HAB Habrophlebia sp. 

EPH Ephemera sp 

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Plécoptères 

BRA Brachyptera galeata Koponen 

PPE Protonemura pectinata Berthélemy & Dia 

PLJ Protonemura libanica Aubert 

PLB Protonemura libanocypria Zwick 

PZE Protonemura zernyi Aubert 

LFU Leuctra fusca latior Berthélemy & Dia 

LHI Leuctra hippopus Kempny 

LKO Leuctra kopetdaghi (Zhiltzova) 

LSP Leuctra sp. 

CAP Capnia turkestanica brevicula 

Berthélemy & Dia 

ISO Isoperla berthelemyi Sivec & Dia. 

MAR Marthamea beraudi (Navas) 

PON Pontoperla sp. 

Coléoptères dryopoides 

ESY Elmis syriaca (Kuwert) 

ERI Elmis rioloides (Kuwert) 

EPA Esolus parallelepipedus (Müller) 

EPY Esolus pygmaeus (Müller) 

LIM Limnius intermedius Fairmaire 

RIO Riolus syriacus (Allard) 

STE Stenelmis puberula Reitter 

GRO Grouvellinus coyei (Allard) 

NOR Normandia nitens (Müller) 

DGO Dryops goidanichi Olmi 

DAL Dryops algiricus (Lucas) 

Trichoptères 

AGA Agapetus caucasicus Martynov 

GLA Glossosoma hazbanica Botosaneanu 

& Gasith 

RHF Rhyacophila fasciata Hagen 

RHN Rhyacophila nubila (Zetterstedt) 

HIN Hydropsyche yahfufah Malicky 

HLO Hydropsyche longindex Botosaneanu 

& Moubayed 

HPE Hydrospyche incognita Pitsch 

HTH Hydropsyche theodoriana Botosaneanu 

CHE Cheumatopsyche capitella (Martynov) 

TCA Tinodes caputaquae Botosaneanu 

& Gasith 

TNA Tinodes negevianus Botosaneanu 

& Gasith 

TKA Tinodes kadiellus Botosaneanu & Gasith 

TTD Tinodes tohmei Botosaneanu & Dia 

LYP Lype reducta (Hagen) 

PSY Psychomyia pusilla (Fabricius) 

HYV Hydroptila vectis Curtis 

HYP Hydroptila phoeniciae Botosaneanu 

& Dia 

HYL Hydroptila libanica Botosaneanu & Dia 

HYM Hydroptila mendli levanti Botosaneanu 

HYA Hydroptila angustata Mosely 

HYE Hydroptila aegyptia Ulmer 

ITH Ithytrichia lamellaris Eaton 

ALT Allotrichia teldanica Botosaneanu 

ALV Allotrichia vilnensis orientalis 

Botosaneanu 

STP Stactobia pacatoria Dia & Botosaneanu 

STA Stactobia aoualina Botosaneanu & Dia 

STC Stactobia caspersi Ulmer 

OXF Oxyethira falcata Morton 

OXD Oxyethira delcourti Jacquemart 

ADI Adicella syriaca Ulmer 

TRI Triaenodes sp. 

APA Apatania cypria Tjeder 

MIC Micropterna coiffaiti Décamps 

POL Polycentropus baroukus Botosaneanu 

& Dia 

EAN Ernodes saltans Martynov 

WOR Wormaldia subnigra Mc Lachlan 

Diptères 

PRS Prosimulium petrosum Rubzov 

WIL Simulium. (Wilhelmia) pseudequinum 

Séguy 

OBU S. (Obuchovia) transcaspicum Enderlein 

TET S. (Tetisimulium) bezzii Corti 

SIN S. (Simulium) intermedium Roubaud 

ELA S. (Eusimulium) latizonum Rubzov 

SNI S. (Odagmia) niha Giudicelli & Dia 

BLE Blepharicera fasciata (Westwood) 

ALI Antocha libanotica Lachschewitz 

APH Antocha phoenicia Thomas & Dia 

DI1 Dixa sp1 

DI2 Dixa sp2 

LI1 Limnophora sp1 

LI2 Limnophora sp2 

61

Évolution des habitats 

et changement climatique : 

quelles conséquences pour les populations de Lézard ocellé, 

Lacerta lepida (Saurien, Lacertidés), 

en limite nord de répartition ? 

Habitat evolution and climatic changes: 

what are the consequences for the populations of Ocellated Lizard, 

Lacerta lepida (Sauria, Lacertidae), on the northern distribution limit? 

Résumé 

L’aire méditerranéenne française offre de 

bonnes conditions pour étudier les fluctuations 

d’aire de distribution sous l’effet du réchauffement 

climatique. Dans cette région, on doit en 

effet s’attendre à une remontée latitudinale des 

espèces thermophiles qui y sont inféodées. 

Cette hypothèse est évaluée sur le Lézard ocellé, 

Lacerta lepida, une espèce typique des milieux 

ouverts ouest-méditerranéens. Dix populations 

situées en limite nord de la distribution mondiale 

de l’espèce ont fait l’objet d’une analyse 

paysagère à partir de photos aériennes. Au 

cours des cinquante dernières années, on 

constate une perte importante des habitats 

ouverts au profit des boisements et des cultures. 

Ce processus s’accompagne d’un morcellement 

et d’un isolement accru des populations qui se 

traduit par un déclin rapide des populations de 

Lézards ocellés. L’étude montre que l’évolution 

des paysages engendrée par la déprise rurale 

(reforestation ou mise en culture de zones 

anciennement pâturées) joue un rôle dominant 

dans la dynamique spatiale de certaines espèces 

animales méditerranéennes. Dans le cas du 

Lézard ocellé, l’évolution des habitats apparaît 

prépondérante sur les effets du réchauffement 

climatique, d’où sa régression aux limites nord 

de sa distribution. 

Mots clés : reptile, Lacerta lepida, changement 

climatique, évolution des paysages, conservation, 

limite de distribution, France. 


Abstract 

Pierre GRILLET 1 , Marc CHEYLAN 1 et François DUSOULIER 2 

1. Laboratoire de biogéographie et écologie des vertébrés, EPHE, CEFE-CNRS, 

1919, route de Mende, 34293 Montpellier cedex 5 

marc.cheylan@cefe.cnrs.fr 

2. 40, rue Carnot, 05000 Gap, France 

The French Mediterranean region provides an 

ideal situation to study distribution changes 

that may be related to climate change. At the 

northern limits of the Mediterranean region 

one would predict a northward migration of 

thermophilous species adapted to the Mediterranean 

climate. This prediction was tested on 

the Ocellated Lizard, Lacerta lepida, a species 

typical of open habitats in the western Mediterranean. 

The habitats of 10 populations situated 

near the northern limit of the species’ distribution 

were studied using aerial photography. 

During the last 50 years an important loss of 

open habitats was noted as a result of woodland 

encroachment and loss of habitat to cultivation. 

This has led to the fragmentation and 

isolation of populations which may be the cause 

of their rapid decline. Our study shows that the 

evolution of the landscape due to the abandonment 

of extensive grazing (with subsequent 

tree re-colonisation or farming of formerly 

grazed parcels) plays a major role in the spatial 

dynamics of certain mediterranean animal 

species. In the case of the Ocellated Lizard the 

evolution of the landscape has caused a regression 

of populations at the northern limit of the 

species' distribution, hence the prediction extension 

due to climate change is not observed. 

Keywords: Reptile, Lacerta lepida, climatic 

changes, landscape evolution, conservation, 

distribution limits, France. 

63

PIERRE GRILLET, MARC CHEYLAN, FRANÇOIS DUSOULIER 

64 

Introduction 

Les effets du réchauffement climatique sur les 

faunes et les flores sont à présent manifestes 

(Parmesan & Matthews 2005). Ces dernières 

années, les biologistes ont pu montrer que 

celui-ci avait des répercussions non négligeables 

sur la phénologie des espèces (Bairlein 

& Winkel 2001, Fitter & Fitter 2002), sur 

leur distribution (Walther et al. 2002) et, de 

façon plus globale, sur la composition des 

communautés et des écosystèmes (Lavorel & 

Garnier 2002). Dans certaines régions du 

globe, ceci se traduira à brève échéance par 

des extinctions importantes, comme le suggèrent 

plusieurs études récentes (Halloy & 

Mark 2003 ; Thomas et al. 2004 ; Harte et al. 

2004). Les modélisations conduites par 

Araùjo et al. (2006) sur les faunes herpétologiques 

d’Europe montrent qu’un grand 

nombre d’espèces de reptiles et d’amphibiens 

verront leur aire de distribution s’étendre audelà 

des limites actuelles dans les cinquante 

prochaines années, si les obstacles à la dispersion 

ne sont pas trop contraignants. Les 

modélisations réalisées par Thuiller (2005) à 

partir des flores et faunes européennes montrent 

quant à elles que la plupart des pertes 

d’espèces se situeront aux marges de l’aire 

méditerranéenne, dans les zones de transition 

entre l’aire méditerranéenne et les régions 

tempérées. Ces modèles ont cependant une 

faiblesse : ils ne prennent pas en compte l’effet 

concomitant de la perte d’habitats qui va 

croissant dans la plupart des pays d’Europe 

(60 000 ha sont artificialisés en France chaque 

année selon l’IFEN, 2006). La compréhension 

des évolutions futures, sous l’effet du réchauffement 

climatique, apparaît donc d’une 

extrême complexité. Elle nécessite de prendre 

en compte, outre les changements climatiques, 

la dynamique des habitats et les capacités 

de colonisation propres à chaque groupe 

taxonomique. Dans ce contexte, les études 

empiriques basées sur des suivis à long terme 

gardent tout leur sens, spécialement lorsqu’elles 

sont conduites aux marges de la distribution 

des espèces, là où les facteurs limitants 

s’expriment avec le plus de force 

(Hengeveld 1990). C’est en effet aux marges 

de la distribution que les populations sont les 

plus fragiles et les plus sujettes à des extinctions 

locales (Hanski & Gilpin 1997), mais 

aussi les plus aptes à mettre en évidence des 

évolutions graduelles. 

Le réchauffement climatique devrait se révéler 

positif pour la majorité des espèces médi- 

terranéennes (e.g. Dennis & Shreeve 1991 ; 

Huntley et al. 1997). Le constat qui peut être 

fait apparaît toutefois mitigé, notamment si 

l’on se réfère aux travaux menés sur les vertébrés. 

Chez les oiseaux, certaines espèces 

comme le Crabier chevelu Ardeola ralloides, 

le Héron garde-bœufs Bubulcus ibis, le Guêpier 

d’Europe Merops apiaster ou l’Élanion 

blanc Elanus caeruleus voient en effet leur 

aire de distribution s’étendre vers le nord 

(Pascal et al. 2006) tandis que d’autres, 

comme le Traquet oreillard Oenanthe hispanica, 

l’Alouette calandre melanocrypha 

calandra, ou le Cochevis de Thékla Galerida 

theklae montrent un net repli vers le sud de 

leur distribution (Prodon 2000). Chez les reptiles 

et les amphibiens, plusieurs espèces typiquement 

méditerranéennes montrent également 

un phénomène de repli vers le sud. C’est 

le cas du Seps strié Chalcides chalcides, du 

Lézard ocellé Lacerta lepida, et du Pélobate 

cultripède Pelobates cultripes (Thirion et al. 

2002). Dans ce groupe, peu d’espèces en 

revanche voient leur distribution progresser 

vers le nord, si l’on excepte le cas de la 

Tarente Tarentola mauritanica qui est une 

espèce anthropophile, favorisée par l’urbanisation 

et l’augmentation du trafic de marchandises 

(Cheylan obs. pers.). Le point commun 

à toutes ces espèces concerne leurs 

exigences en matière d’habitat. Celui-ci se 

caractérise le plus souvent par une couverture 

végétale faible à nulle : pelouse rase, landes, 

garrigue et maquis bas. Or, l’évolution 

actuelle des paysages nord-méditerranéens se 

traduit par un embroussaillement et un emboisement 

de plus en plus marqués (Barbero et 

al. 1990 ; Debussche et al. 1999). Ainsi, le Pin 

sylvestre Pinus sylvestris a vu ses peuplements 

s’étendre d’un facteur trois entre 1904 

et 1984, et progresser de 10 % entre 1978 et 

1988 en Provence (Crosaz 1995). Pour ces 

auteurs, la progression des conifères expansionnistes 

va se poursuivre. Le processus de 

disparition ou de régression des populations 

touche donc en priorité les espèces méditerranéennes 

inféodées aux milieux ouverts, 

comme cela a été démontré chez les oiseaux 

(Cheylan & Orsini 1995 ;Prodon 2000). Dans 

ce contexte, il apparaît important de documenter 

précisément l’évolution des espèces 

inféodées au climat méditerranéen, notamment 

aux marges nord de leur distribution. 

Pour ce qui est du Lézard ocellé, nous avons 

pu montrer que plusieurs populations se sont 

éteintes au cours du XX e siècle en limite nord 

de distribution (Cheylan & Grillet 2005) et 



quelles conséquences pour les populations de Lézard ocellé, Lacerta lepida (Saurien, Lacertidés), en limite nord de répartition ? 

que celles qui y subsistent sont pour la plupart 

en situation précaire. Contrairement aux 

attentes, on observe chez cette espèce un 

retrait en direction du sud. Dans ces conditions, 

on peut faire l’hypothèse que la perte 

d’habitats prédomine sur le réchauffement climatique. 

C’est cette hypothèse que nous nous 

proposons de tester sur le Lézard ocellé. 

Matériel et méthode 

Le Lézard ocellé, Lacerta lepida Daudin, 

1802, est un Lacertidae de grande taille, pouvant 

atteindre 60 cm. Inféodée aux milieux 

ouverts et chauds, cette espèce d’origine ibérique 

occupe en France l’aire méditerranéenne 

et, sous forme de populations relictuelles, 

les causses du Lot, quelques points 

isolés des départements de la Dordogne et de 

la Charente, et la côte atlantique, jusqu’à l’île 

d’Oléron au nord (Cheylan & Grillet 2005). 

Son activité s’étend de mars à octobre, avec 

une période de reproduction printanière, suivie 

d’une ponte annuelle généralement déposée 

en juin. L’incubation dure plus de trois 

mois, avec une émergence des jeunes comprise 

entre début septembre et mi-octobre. Le 

régime alimentaire est constitué d’insectes, 

majoritairement de coléoptères (Mateo 2004). 

De par ses exigences en termes d’habitats et 


en terme de climat, le Lézard ocellé constitue 

un bon modèle pour étudier l’évolution des 

paysages en rapport avec les changements climatiques. 

L’étude porte sur 10 populations ou stations 

parmi les plus septentrionales de la distribution 

mondiale de l’espèce (figure 1). L’intérêt 

d’étudier ces stations marginales permet de 

mieux appréhender ce qui pourrait se produire 

à moyen terme à plus grande échelle (Gaston 

2003). 

Les sites étudiés (figure 1 et tableau 1) sont 

localisés sur un axe Rodez-île d’Oléron, de 

part et d’autre d’une ligne orientée sud-est – 

nord-ouest. Les sites ont été choisis sur une 

aire géographique suffisamment vaste (cinq 

Tableau 1 – Liste des sites retenus pour l’étude paysagère. 

Table 1 – List of sites selected for the landscape study. 

N o Commune Département Surface 

étudiée 

1 Limognes-en-Quercy Lot 100 ha 

2 Rocamadour Lot 150 ha 

3 Pinsac Lot 100 ha 

4 Cazillac Lot 100 ha 

5 Borrèze Dordogne 100 ha 

6 Chasteaux Corrèze 150 ha 

7 Paussac Dordogne 160 ha 

8 La Rochebeaucourt Dordogne 180 ha 

9 Marsac Charente 100 ha 

10 Bussac-Forêt Charente-Maritime 800 ha 

Figure 1 – Distribution française du Lézard ocellé, Lacerta lepida (aire hachurée), et position des sites étudiés (ronds noirs) 

pour ce qui concerne l’évolution des habitats. Les chiffres renvoient aux stations du tableau 1. 

Distribution in France of the Ocellated Lizard, Lacerta lepida (in gray), and location of sites studied 

with regard to habitat evolution (full circles). Numbers refer to stations in table 1. 

65


66 

départements) pour permettre une généralisation 

des résultats à l’échelle régionale. Dans 

tous les cas, la présence de l’espèce sur 

chaque site a été confirmée par des observations 

récentes (1999-2002). 

Superficie et pas de temps étudiés 

Les superficies analysées ont été déterminées 

par la configuration du site (cohérence géographique, 

extension des habitats favorables 

à l’espèce) et par les contraintes liées à l’analyse 

des photos aériennes (temps de codage 

de l’information). Une superficie comprise 

entre 100 et 180 ha a généralement été retenue, 

mis à part pour le site de Bussac-Forêt 

où les surfaces prises en compte s’élèvent à 

800 ha. Pour chacun des sites, le périmètre 

correspond au plus petit dénominateur commun 

aux 3 photos (en général, c’est la photo 

la plus ancienne qui a déterminé le choix). Le 

périmètre retenu correspond à un polygone 

défini par des points de repère remarquables 

identifiables sur chacune des photos, englobant 

la surface supposée favorable à l’origine 

(1950). Pour chaque site, trois périodes ont 

été analysées : 1950 (échelle 1/25 000), 1977 

(échelle 1/20 000), et une photo récente comprise 

entre 1997 et 1998 (échelle 1/30 000). 

1950 correspond à une période où les agriculteurs 

sont encore nombreux (2,3 millions 

d’exploitants agricoles en 1955 contre 

663 807 en 2000, source : ministère de l’Agriculture), 

et l’agriculture peu mécanisée (la 

mécanisation ne sera effective qu’à partir des 

années 1960-1970). 1950 correspond aussi à 

la mise en place du Fonds forestier national 

qui va se traduire par une politique importante 

de boisement. 1977 correspond également à 

une période importante, à mi-chemin entre le 

début de l’agriculture dite « moderne » et la 

période actuelle. Ce processus s’est poursuivi 

au cours des deux dernières décennies qui ont 

vu le nombre d’exploitations agricoles divisé 

par deux entre 1980 et 2000 (ministère de 

l’Agriculture). 

Analyse paysagère 

Pour analyser l’évolution des paysages, nous 

nous sommes inspirés de la méthode utilisée 

par Crosaz (1995) et par Cohen & Hotyat 

(1997) dans leurs études de l’évolution de 

l’embroussaillement du Causse Méjean. Cinq 

classes facilement identifiables à partir des 

photos les plus anciennes ont été définies : 

1) sol nu et pelouses ouvertes ; 2) pelouses 

embroussaillées avec moins de 50 % de couverture 

ligneuse (boisement buissonnant et/ou 

arborescent) ; 3) cultures ; 4) milieu boisé 

avec plus de 50 % de fermeture ; 5) aménagements 

divers : lotissements, terrains de 

camping, carrières, etc. Concrètement nous 

avons procédé de la manière suivante : 

– une zone commune aux trois photos (centrée 

sur le ou les points d’observation de 

Lézard ocellé) est délimitée à partir de 

repères remarquables communs aux trois 

clichés (le plus souvent, des routes ou des 

hameaux) ; 

– un transparent quadrillé (mailles de 2 mm 

de côté) est appliqué sur la zone délimitée, 

puis à l’aide d’une loupe binoculaire, l’une 

des 5 classes définies précédemment est 

notée à chacune des intersections du quadrillage. 

Compte tenu des faibles changements 

d’échelle entre période (1/20 000 à 

1/30 000), nous n’avons pas jugé utile 

d’amener les photos à une échelle unique. 

En moyenne, 1 100 points ont été analysées 

par site (min. 900, max. 1 400). Le nombre 

d’intersections renseignées pour chacune 

des classes permet de mesurer l’évolution 

des différents types d’habitats au cours de 

la période étudiée. Chacun des sites a par 

ailleurs fait l’objet d’une visite, afin de vérifier 

la correspondance entre la lecture sur 

photo et la réalité terrain. Les classes considérées 

comme favorables au Lézard ocellé 

sont les classes 1 et 2. Au regard de nos 

connaissances sur l’espèce, on peut en effet 

considérer qu’un milieu couvert à 50 % ou 

moins de ligneux est encore favorable à l’espèce. 

Les classes considérées comme défavorables 

sont les classes 3 et 4 qui correspondent 

respectivement aux zones cultivées 

et aux zones boisées avec plus de 50 % de 

fermeture. L’exclusion des cultures s’expliquent 

par le fait, que, dans la zone considérée, 

les cultures sont majoritairement constituées 

de monocultures impropres à la 

présence de l’espèce : céréales et maïs pour 

l’essentiel. Dans la catégorie 5 (aménagements 

divers), nous avons considéré défavorables 

à l’espèce les terrains de camping, 

les lotissements et les carrières en activité. 

Analyse du processus 

de fragmentation de l’habitat 

Nous avons choisi de travailler à partir de 

2 sites : Paussac et La Rochebeaucourt, tout 




deux situés dans le nord de la Dordogne. Sur 

ces 2 sites, nous avons délimité cartographiquement 

les habitats favorables au cours des 

différentes périodes (estimation de la quantité 

d’habitats disponibles) pour mettre en évidence 

le processus de fragmentation au cours 

des cinquante dernières années. Pour cette 

étude, nous n’avons pas fait appel aux 

méthodes quantitatives de l’analyse spatiale 

(voir Burel & Baudry 1999) compte tenu de 

nos objectifs et des résultats attendus d’une 

telle analyse. Pour qu’une telle analyse prenne 

tout son sens, il aurait fallu disposer, en complément 

des données paysagères, d’éléments 

sur l’évolution des populations de Lézards 

ocellés au cours de trois périodes, afin de 

relier le déclin de la population au processus 

de fragmentation. En l’absence de telles données, 

nous nous limiterons à une expression 

cartographique du processus. 

Estimation de la population théorique 

Pour chaque période, nous proposons une 

estimation théorique de l’importance de la 

population de Lézard ocellé en fonction des 

surfaces disponibles, à partir d’un niveau de 

densité moyen tiré des données de la littérature. 

Les données concernant les densités sont 

très hétérogènes : 12,5 individus/ha en 

moyenne dans la Cordillère Cantabrique, 1,1 

à 40,8 individus/ha près de Madrid et entre 1 

et 58 individus/ha au Portugal (Perez-Mellado 

1998). En 1977, Allen (in Bischoff et al. 

1984) donnait des chiffres allant de 60 individus/ha 

dans la Serra de Cintra au Portugal 

à 18-34 individus/ha sur 2 autres sites. Les 

densités de 30, 40 ou 60 individus par hectare 

sont très probablement surévaluées. Elles correspondent 

le plus souvent à des concentrations 

ponctuelles dans le temps ou dans l’espace 

et non à des valeurs moyennes calculées 

pour l’ensemble de la population. Ainsi, sur 

l’île de Berlenga (Portugal), la densité calculée 

par rapport à la surface globale de l’île 

(70 ha) n’est que de 3,3 animaux à l’hectare 

(Mateo 1988) alors qu’elle est de 133 individus/ha 

si l’on ne prend en considération que 

les abords immédiats d’un noyau de population. 

Pour l’île d’Oléron, la densité moyenne 

pour la population est estimée entre 3,4 et 

8 individus/ha, soit un effectif total compris 

entre 500 et 1 200 individus (Cheylan & 

Grillet 2005). En Crau, des études menées en 

1992 et 1993 sur un site de 40 ha ont permis 

d’évaluer la population à 250 individus (min. 

197, max. 332), soit une densité moyenne de 


6,2 individus/ha (Mateo & Cheylan inédit). 

Dans ce qui suit, nous nous sommes basés sur 

une estimation théorique proche de ces deux 

dernières estimations françaises en prenant 

comme valeur de référence 6 individus à 

l’hectare. 

Résultats 

Évolution des habitats 

à l’échelle régionale 

Tous les sites étudiés présentent un déclin 

marqué des habitats ouverts à semi-ouverts 

(figure 2 et tableau en annexe). Sur l’ensemble 

des sites, cette perte est en moyenne 

de 21 % entre 1950 et 1977 et de 24 % entre 

1977 et 1998, soit 45 % d’habitats perdus en 

l’espace de 50 années. Compte tenu des évolutions 

constatées, on peut envisager, dans la 

plupart des cas, une disparition complète des 

habitats favorables dans moins de 60 années. 

Cette tendance générale fait toutefois apparaître 

des disparités. Les sites lotois (hormis 

Cazillac) semblent ainsi légèrement moins 

touchés par l’évolution des habitats avec en 

moyenne 38 % de pertes sur la période considérée. 

Figure 2 – Évolution des habitats favorables au Lézard ocellé, Lacerta lepida 

(pelouses et bois < 50 % de couverture) sur les 10 sites étudiés. 

Evolution of habitats suitable for the Ocellated Lizard, 

Lacerta lepida (meadows and forests < 50% ground cover) 

on the 10 studied sites. 

% habitats favorables 

100 

90 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

Bussac 

Marsac 

Rochebeaucourt 

1950 (moyenne = 75,2) 

1977 (moyenne = 52,3) 

1998-2000 (moyenne = 28,6) 

Paussac 

Chasteaux 

Borrèze 

Cazillac 

Pinsac 

Rocamadour 

Limognes 

67


68 

Processus de fragmentation 

à l’échelle locale 

L’analyse paysagère effectuée sur les sites de 

Paussac et de La Rochebeaucourt illustre la 

façon dont se font les pertes d’habitats sur le 

plan spatial. 

1) Site de Paussac (figure 3) 

Le site de Paussac s’étend sur environ 700 ha. 

En 1950, 44 % du site était constitué de 

pelouses ouvertes, le restant étant occupé par 

des cultures, des boisements et des villages. 

Ces pelouses s’organisaient autour de 5 taches 

principales de superficies relativement étendues 

pour au moins deux d’entre elles : respectivement 

170 ha (A), 100 ha (B), 20 ha (C) 

et deux autres taches plus petites (une vingtaine 

d’hectares pour D et E). Les taches A, B 

Figure 3 – Évolution des habitats favorables (en grisé) au Lézard ocellé, 

Lacerta lepida, sur Paussac entre 1950 et 1999. Les lettres 

indiquent les principaux noyaux favorables en 1950 (voir texte). 

Evolution of habitats (in gray) suitable for the Ocellated Lizard, 

Lacerta lepida, in Paussac between 1950 and 1999. 

Figure 4 – Évolution des habitats favorables (en grisé) au Lézard ocellé, 

Lacerta lepida, sur le site de La Rochebeaucourt entre 1950 et 

2001. 

Evolution of habitats (in gray) suitable for the Ocellated Lizard, 

Lacerta lepida, in the site of La Rochebeaucourt 

between 1950 and 2001. 

et C étaient alors quasi connectées étant 

donné la faible distance entre elles (moins de 

60 m) et l’occupation agricole de 1950 

(petites parcelles, cultures sèches). En 1977, 

les habitats favorables se sont nettement 

réduits et morcelés. La tache A s’est désagrégée 

en une dizaine de taches, la tache B s’est 

fortement réduite et morcelée et la tache C a 

quasi disparue. En 1999, les habitats favorables 

ne représentent plus que 6 % de la surface 

initiale. Les 5 noyaux se sont scindés en 

une cinquantaine de taches de superficie 

réduite (la plus importante au sud du secteur 

étudié couvre 6 ha, une douzaine sont comprises 

entre 1 et 3 ha ; les autres sont inférieures 

à 1 ha). Les distances et les obstacles 

aux déplacements sont plus importants, rendant 

délicats les échanges entre sous-populations. 

La connexion entre les taches est d’autant 

moins assurée que la perte des pelouses 

ouvertes s’est réalisée pour la plus grande partie 

au profit de surfaces boisées. Parallèlement, 

les parcelles agricoles ont été nettement 

agrandies, ce qui constitue un obstacle supplémentaire 

aux échanges entre taches. 

2) Site de La Rochebeaucourt (figure 4) 

Le site de La Rochebeaucourt s’étend sur 

environ 320 ha. En 1950, 140 ha étaient favorables 

au Lézard ocellé, le restant étant 

occupé par des cultures et quelques boisements. 

En 1980, cet ensemble quasi continu 

commence à se fragmenter, notamment dans 

sa partie nord-est. La faible distance entre 

taches (entre 10 et 100 m) et l’absence d’obstacles 

permettent toutefois d’envisager des 

échanges. En 2001, seuls 50 ha sont encore 

favorables. La fragmentation s’est considérablement 

amplifiée. Un ensemble de 35 ha 

subsiste à l’ouest, un autre de 11 ha à l’est. La 

distance entre ces deux taches principales 

s’est accrue : de 30 m en 1980, elle est passée 

à 500 m en 2001. Un obstacle supplémentaire 

aux échanges entre les sous-populations tient 

à la présence d’une route sur laquelle circulent 

de nombreux camions (carrières). Un 

petit aérodrome au niveau des pelouses ouest 

explique sans doute la relative préservation de 

cette zone. 

Évolution théorique de la population 

Sur la base d’une valeur théorique de 6 individus 

à l’hectare, et de l’évolution des superficies 

d’habitats favorables, il est possible 




d’estimer les effectifs sur quatre des sites analysés 

au cours du temps (figure 5). 

Sous l’hypothèse que les valeurs de densité 

retenues aient été effectives sur les 4 sites en 

1950, les effectifs initiaux devaient se situer 

entre 500 et 1 800 individus, soit des valeurs 

tout à fait satisfaisantes pour assurer le maintien 

d’une population. Dans les années 2000, 

ces valeurs ne sont plus que de 90 à 300 individus 

et, si l’on extrapole la tendance pour 

2020, seul le site de La Rochebeaucourt pourrait 

encore retenir une population de Lézard 

ocellé. Bien entendu, ces estimations ne sont 

que des ordres de grandeurs. Elles ne tiennent 

pas compte d’autres facteurs pouvant également 

agir sur l’évolution des effectifs : effet 

de la fragmentation, altération des habitats ou 

des ressources alimentaires, etc. 

Discussion 

Le Lézard ocellé semble une espèce en nette 

régression, notamment dans la partie nord de 

son aire de répartition. Cette régression 

s’illustre à la fois par la disparition de populations 

historiques (Cheylan & Grillet 2005) 

et par la forte réduction des populations 

contemporaines. Les 10 populations analysées 

entre le Lot et la Charente-Maritime montrent 

une perte des habitats favorables de 45 % au 

cours des 50 dernières années, perte qui s’accompagne 

d’un morcellement à l’intérieur de 

chaque station et d’un isolement croissant 

entre stations, au fur et à mesure que l’on se 

dirige vers le nord-ouest. Les risques d’extinction 

s’en trouvent accrus : facteurs stochastiques 

de nature démographique ou génétique, 

destruction de l’habitat, prélèvements. 

Cette régression résulte d’un abandon généralisé 

de l’élevage au profit d’un boisement 

naturel ou artificiel sur les sols peu profonds, 

et de l’ouverture de parcelles agricoles sur les 

terres les plus fertiles. Cette perte des milieux 

ouverts pâturés concerne également les départements 

de la Corrèze (GMHL 2000), de la 

Lozère (Destre et al. 2001), de l’Aveyron 

(Bernard 1997) et plus globalement, l’ensemble 

des départements situés à l’ouest du 

Massif central. Ce constat exprime une tendance 

générale de la forêt française qui a doublé 

en surface depuis le milieu du XIX e siècle 

(source : Inventaire forestier national) et qui a 

progressé de 40 000 ha pour la seule année 

2006 (IFEN 2006). Les départements du Lot, 


Figure 5 – Évolution théorique des populations de Lézard ocellé, Lacerta 

lepida, sur 4 des 10 sites étudiés. 

Theoritical evolution of Ocellated Lizard, Lacerta lepida, 

populations on 4 of the 10 studied sites. 

de la Dordogne et de la Corrèze font partie 

des départements français les plus concernés 

par cette progression. Celle-ci s’accompagne 

d’un processus de fragmentation bien mis en 

évidence sur les sites de Paussac et de La 

Rochebeaucourt. Les difficultés d’échanges 

entre sous-populations s’en trouvent accrues 

ainsi que les risques d’extinction pour la 

population. Concernant les risques d’extinction, 

au moins 6 des 10 populations étudiées 

dans le cadre de ce travail occupent des sites 

isolés, avec peu ou pas de possibilités 

d’échanges avec l’extérieur (Cazillac, Chasteaux, 

Paussac, La Rochebeaucourt, Marsac, 

Bussac). Ces populations sont par ailleurs 

petites : quelques dizaines à quelques centaines 

d’individus tout au plus. Si le rythme 

de régression des habitats se maintient, on 

peut s’attendre à leur disparition au cours des 

vingt prochaines années. Au rythme actuel, la 

disparition du Lézard ocellé peut donc être 

envisagée à court terme (2020-2030) dans la 

région comprise entre le département du Lot 

et la Charente-Maritime. 

Plusieurs cas d’extinction en milieu insulaire 

nous renseignent sur les risques encourus par 

les petites populations de Lézard ocellé : l’île 

de Berlenga au Portugal, et les îles de Porquerolles 

et de Ratonneau en France. Sur 

Ratonneau (100 ha) l’espèce était connue au 

début du XX e siècle. Elle se serait éteinte suite 

à l’introduction de chats (Mourgue 1930). Sur 

69


70 

Porquerolles (1 250 ha), elle était donnée 

commune au début du XX e siècle. Elle s’y est 

éteinte au début des années 2000 du fait sans 

doute de l’évolution défavorable des habitats 

(Cheylan & Grillet 2005). Sur Berlenga 

(70 ha), la population était constituée d’environ 

180 individus au milieu des années 1980 

(Paulo 1988). Elle s’est éteinte en 2005 (soit 

20 ans plus tard), alors que Paulo (1988) estimait 

son extinction dans 50 années sur la base 

d’une modélisation démographique. Ces trois 

exemples montrent qu’un territoire compris 

entre 70 et 1 250 ha ne garantit pas la survie 

à long terme d’une population. Si l’on considère 

que les populations connues actuellement 

entre le Lot et la Charente-Maritime (à 

l’exception du site de Bussac) occupent des 

habitats qui n’excèdent pas une cinquantaine 

d’hectares, on peut affirmer que le risque de 

voir disparaître ces populations est très fort, 

même dans le cas d’interventions en faveur de 

l’espèce. Les effets de la réduction et de la 

fragmentation des habitats sur le déclin d’une 

espèce sont à présent bien connus (voir Fahrig 

2003 pour une synthèse sur le sujet). Chez 

une espèce de lézard Psammodromus algirus, 

Diaz et al. (2000) ont mis en évidence des 

processus d’extinction sur des sites fragmentés 

de moins de 90 ha, confirmant l’idée de 

risques d’extinction forts en deçà de 100 ha 

chez certaines populations de lézards. 

L’isolement et la régression des habitats favorables 

posent donc de sérieux problèmes de 

conservation pour le Lézard ocellé dans un 

échéancier temporel assez bref. Les modèles 

d’expansion géographique liés au réchauffement 

climatique ne semblent donc pas applicables 

à cette espèce, ce qui rejoint les 

constats formulés par Samways (2005) sur les 

insectes sténoèces. Dans un paysage fragmenté, 

les espèces spécialisées dans un type 

d’habitats seront en effet inaptes à s’ajuster 

aux changements climatiques, ou à trouver 

des habitats de substitution (Mac Nally & 

Brown 2001). De fait, le créneau est étroit 

pour que la disponibilité des habitats coïncide 

avec le rythme du changement climatique. 

Les effets écologiques du changement climatique 

pourraient de ce fait s’avérer catastrophiques 

(Samways 2005), notamment pour 

les espèces disposant de faibles capacités de 

dispersion. Pour certains groupes d’insectes, 

la fragmentation et la régression des habitats 

qui leur sont spécifiques ont un impact plus 

important que les effets directs du changement 

climatique global (Desender et al. 1994 ; 

Dusoulier 1999). Ce constat rejoint les 

conclusions plus générales faites par Sala et 

al. (2000) qui donnent une prédominance au 

changement d’utilisation des terres sur le 

changement climatique pour ce qui concerne 

les pertes de biodiversité à l’échelle globale. 

Conclusion 

La survie des populations de Lézard ocellé 

situées entre le Lot et la Charente-Maritime 

semble aujourd’hui fortement compromise. 

Ce constat est alarmant si l’on tient compte 

du fait que tous les sites qu’elles occupent ont 

été identifiés en tant que Zone naturelle d’intérêt 

écologique floristique et faunistique 

(ZNIEFF) et que 4 d’entre eux (Borrèze, La 

Rochebeaucourt, Marsac, Bussac) font partie 

du réseau Natura 2000. Ceci montre que le 

maintien en l’état d’espaces relictuels et isolés 

n’est pas à même d’assurer la survie à long 

terme de certaines populations animales. Seul 

le site de Borrèze, associé à un réseau de sites 

de pelouses sèches, pourra peut-être conserver 

une population viable de cette espèce dans 

le futur. Face à ce constat, il apparaît urgent 

d’engager une véritable politique de conservation 

des pelouses sèches en France. Cette 

politique devra prendre en compte les aspects 

économiques liés à la gestion de ces sites, 

comme par exemple le maintien de pratiques 

agro-pastorales. Il semble également important 

de sauvegarder les habitats périphériques 

à topoclimats différenciés afin de permettre 

aux populations de résister à des facteurs stochastiques 

de grande ampleur (Kindvall, 

1995, 1996). Cette précaution est indispensable 

afin d’assurer des connexions avec des 

milieux hétérogènes. La mise à disposition de 

véritables réseaux de sites permettra de garantir, 

sinon maximaliser, la pérennité de populations 

animales à fort intérêt patrimonial. 

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Pelouses Bois épars (< 50 %) Cultures Bois denses (> 50 %) Aménagements 

1 Limognes-en-Quercy (Lot) 

1948 87 7 6 0 0 

1977 65 22 6 7 0 

1998 30 29 6 35 0 

2 Rocamadour (Lot) 

1948 72 8 8 12 0 

1977 67 7 10 16 0 

1998 54 13 10 23 0 

3 Pinsac (Lot) 

1948 68 9 2 21 0 

1977 51 15 4 30 0 

1998 20 15 6 48 11 

4 Cazillac (Lot) 

1948 46 36 8 10 0 

1977 16 28 10 46 0 

1998 12 8 10 70 0 

5 Borrèze (Dordogne) 

1948 61 8 26 5 0 

1977 14 18 27 30 11 

1998 5 6 21 56 12 

6 Chasteaux (Corrèze) 

1948 56 24 6 14 0 

1977 24 18 9 49 0 

1998 5 5 5 85 0 

7 Paussac (Dordogne) 

1948 48 5 42 5 0 

1977 32 10 42 11 5 

1998 7 11 37 42 3 

8 La Rochebeaucourt (Dordogne) 

1948 66 10 19 5 0 

1977 33 15 32 20 0 

1998 17 13 34 31 5 

9 Marsac (Charente) 

1948 55 6 37 2 0 

1980 25 3 58 14 0 

1997 12 4 69 15 0 

10 Bussac-Forêt (Charente-Maritime) 

1948 70 10 0 20 0 

1977 40 20 0 40 0 

1998 15 5 0 80 0 

en % 


Comparaison et phytoécologie 

des Atriplexaies en Oranie (Algérie) 

Comparison and phytoecology of Atriplex communities 

in Oran region (Algeria) 

Résumé 

Les nombreux travaux réalisés sur la végétation 

halophile dans l’Oranie en Algérie nécessitent 

encore des apports complémentaires. Sur le plan 

bioclimatique, le gradient pluviométrique 

décroît du nord de l’Algérie (Messerghine et 

Béni-Saf) vers le sud (Chott El-Gharbi), ce qui 

influe sur la composition floristique des Atriplexaies 

des deux zones. L’approche pédologique 

a montré une texture limono-sableuse à 

sablo-limoneuse pour la majorité des stations 

des deux zones. Par ailleurs, le taux de salinité 

augmente au sud par rapport au nord, excepté 

la station de Messerghine (proche du Sebkha 

d’Oran), alors que le taux de matière organique 

est très faible dans le sud. Nous signalons qu’un 

élément nouveau apporté dans l’analyse de la 

diversité biologique est la prise en compte, en 

plus de la présence des espèces, de leur abondance 

relative. Dans la zone nord, la matorralisation 

et l’anthropisation marquent le paysage 

végétal de la station de Béni-Saf. À Messerghine, 

la composition floristique des Atriplexaies 

conserve son caractère halophile. Le 

cortège floristique des Atriplexaies de la zone 

sud (Chott El-Gharbi) est marqué par sa pauvreté 

floristique en lien avec l’effet du surpâturage 

qui entraîne une succession végétale vers 

des steppes à Peganum harmala par endroits. 

L’analyse factorielle des correspondances (AFC), 

réalisée à l’aide du logiciel Minitab 12, nous 

informe sur les facteurs régissant la composition 

floristique des Atriplexaies des deux zones : 

pour la zone nord, au niveau de la station de 

Messerghine, les paramètres édaphiques (humidité, 

M.O et salinité) expliquent en grande partie 

l’information apportée par les deux premiers 

axes (41 %). Au niveau de la station de Béni-Saf, 

en s’éloignant de la Sebkha d’Oran, le facteur 

humain (action anthropique) explique la grande 

part de l’information (plus de 55 %). Pour la 

zone sud et plus exactement la station d’El Kas- 

Mots clés : Atriplex halimus L., dynamique 

végétale, phyto-écologie, AFC, Chott El-Gharbi, 

Oranie (Algérie). 


Rédda ABOURA, Djamel BENMANSOUR et Noury BENABADJI 

dir 01 (domaine steppique), ce sont à la fois le 

paramètre édaphique (salinité) et surtout le facteur 

anthropique qui expliquent l’information 

apportée par les deux premiers axes (61,1 %). 

Abstract 

BP119, Département de biologie, Faculté des sciences, 

Université Abou Bekr Belkaid-Tlemcen, 13000 Algérie 

The numerous studies carried out on the 

halophilous vegetation in Oran region (Algeria) 

still require complementary contributions. Bioclimatically, 

the pluviometric gradient decreased 

from North of Algeria (Messerghine and Béni- 

Saf) to South (Chott El-Gharbi) which influences 

the floristic composition of the atriplexaies of 

the two zones. 

A pedological study showed sandy loam or a 

silty loam texture in the majority of the stations 

of the two zones. In addition, the rate of salinity 

increased in the South compared to North 

except the station of Messerghine (near to Oran 

Sebkha), whereas the organic matter rate was 

very low in the South. 

The new element brought by this study to the 

analyses of biologic diversity, it is that we took 

into account the relative abundance of species 

as well as their presence. 

In the Northern zone, the matorralisation and 

the anthropisation mark the floristic landscape 

in Béni-Saf. In Messerghine the floristic composition 

of Atriplexaies remained halophilous. The 

floristic procession of Atriplexaies of the Southern 

zone (Chott El-Gharbi) was marked by low 

species richness in bond with the overgrazing 

which probably induces probably a floristic succession 

to steppes dominated by Peganum harmala 

between El Aricha and Abdelmoula. 

CA (Correspondance Analyses) carried out using 

the software Minitab 12 informed us on the factors 

governing floristic composition of the 

atriplexaies of the two zones : for the Northern 

zone, in Messerghine, the edaphic parameters 

Keywords: Atriplex halimus L., vegetation 

dynamics, phytoecology, CA (correspondance 

analyses), Chott El-Gharbi, Oran region (Algeria). 

73

RÉDDA ABOURA, DJAMEL BENMANSOUR, NOURY BENABADJI 

74 

(moisture, O.M and salinity) mainly explained 

the information brought by the first two axes 

(41%). In Béni-Saf, while moving away from 

Oran Sebkha, the anthropic activities accounted 

for a great part of information (more than 

55%). 

For the Southern zone, in the station of El Kasdir 

01 (steppe field), it was both the edaphic 

parameter (salinity) and the anthropic factor 

which explained the information brought by 

the first two axes (61,1%). 

Introduction 

Les plantes du genre Atriplex sont présentes 

dans la plupart des régions du globe (Kinet et 

al. 1998). On le trouve dans le sud et le sudouest 

de l’Europe : en France, sur les côtes de 

la Manche et du sud de la Bretagne ; commun 

ou assez commun sur le littoral méditerranéen 

où il est en outre souvent cultivé en haie jusqu’à 

Aix-en-Provence. Hors Europe, on le 

trouve en Afrique septentrionale et australe. 

Au sud-ouest de l’Asie et au Chili. Il s’est particulièrement 

diversifié en Australie (anonyme 

1980). 

En Algérie, les Atriplexaies représentent près 

d’un million d’hectares plus ou moins 

dégradé (Ouadah 1982) et sont très prisées par 

le bétail (Froment 1972). On trouve l’Atriplex 

dans les zones dites steppiques : Tebessa, Biskra, 

Boussaâda, Djelfa, Tiaret et Saida, et aux 

alentours des Chotts : Chott El-Gharbi (Benabadji 

1999), à El Bayadh (Chott Echergui), 

Mécheria et Tissemsilt. Il se trouve aussi dans 

les zones littorales, à Mostaganem et aux 

alentours de la Sebkha d’Oran (Ghezlaoui 

2001). De nombreuses études floristiques sur 

les halophytes en général et les Atriplexaies 

en particulier ont été réalisées dans le bassin 

méditerranéen. Parmi ces recherches : Simonneau 

en 1961, dans le cadre des aménagements 

agricoles, a travaillé sur les problèmes 

de la salinité dans les zones arides de l’ouest 

algérien. Djebaili (1970, 1984) a mené une 

étude phytoécologique globale de la steppe 

algérienne. Le genre Atriplex a été étudié par 

Franclet et Le Houérou en 1971, respectivement 

en Tunisie et en Afrique du Nord. Gauchet 

& Burdin en 1974 de leur côté se sont 

intéressés à la géomorphologie et l’hydrologie 

des terrains salés. Le Houérou et al. 

(1975) ont cartographié et présenté les aspects 

phytoécologiques du Chott El-Hodna au sud 

d’Alger. Le Houérou (1981) de nouveau s’est 

intéressé aux valeurs nutritionnelles de l’Atriplex 

halimus. Billard & Binet en 1975 ont 

effectué des travaux écophysiologiques sur 

l’Atriplex situé sur un substrat sableux du littoral. 

Bendaânoun, en 1981 et 1991, a étudié 

la synécologie et la dynamique de la végétation 

halophile au Maroc (littoral atlantique). 

En Algérie occidentale, la végétation a été 

étudiée et inventoriée par Alcaraz (1982). En 

1983, Aidoud a réalisé une étude sur la phytomasse, 

la production et les applications pastorales 

des écosystèmes steppiques oranais. El 

Afifi en 1986 a travaillé sur les terrains salés 

des côtes oranaises. Toujours en Oranie, Aimé 

(1991) a étudié dans le Tell oranais l’écologie 

des zones localisées respectivement dans les 

bioclimats subhumides, semi-arides et arides. 

Benabadji (1991, 1995) et Bouazza (1991, 

1995) ont étudié tous les deux la phytoécologie 

des steppes, le premier s’est intéressé aux 

formations steppiques à Artemisia herba-alba 

et à Salsola vermiculata, le second aux formations 

steppiques à Stipa tenacissima et à 

Lygeum spartum. Sur le littoral septentrional 

tunisien, Chaâbane en 1993 a effectué une 

étude sur la typologie et la syntaxonomie de 

la végétation, de même qu’il a proposé des 

actions d’aménagement susceptibles d’améliorer 

le couvert végétal. Au sud marocain 

(Marrakech), Benchaâbane en 1996 s’est fixé 

sur l’organisation et l’utilisation des Atriplexaies. 

Au niveau des Sebkhas d’Oran et 

d’Arzew, Tremblin (2000) étudie le comportement 

autoécologique de Halopeplis 

amplexicaulis. Par ailleurs, dans le Chott 

Echergui, Adi en 2001 a travaillé sur les formations 

à Salsola vermiculata réparties le 

long d’un gradient de salinité. Et, enfin, Belkhodja 

& Bidal (2001) ont étudié la réponse 

physiologique de l’Atriplex halimus aux 

concentrations élevées en sel au stade germinatif. 

Dans notre cas, nous avons jugé utile de procéder 

à des comparaisons des Atriplexaies 

localisées respectivement au nord de Remchi 

et celles localisées au sud de Tlemcen (Chott 

El-Gharbi). Parmi toutes les études menées 

jusqu’à l’heure actuelle dans le domaine phytoécologique, 

aucune ne porte sur la comparaison 

de ces formations à Atriplex halimus 

entre le nord et le sud. Cette étude peut présenter 

une certaine originalité à caractère surtout 

phytoécologique et fait appel notamment 

à trois variantes écologiques majeures : le bioclimat, 

le sol et la végétation. Les questions 

auxquelles nous tenterons de répondre dans 

cet article sont : existe-t-il une différence phy- 


toécologique des Atriplexaies entre le nord et 

le sud de l’Algérie. Si, oui, quels sont les 

paramètres qui expliquent ces différences ? 

Matériels et méthodes 

1. Situation géographique 

et choix des stations (figure 1) 

Notre région d’étude couvre une partie de 

l’ouest oranais qui correspond administrativement 

aux wilayas (départements) de Tlemcen, 

Ain Témouchent, Oran et Naâma. Elle 

est située à l’extrême ouest du pays à proximité 

de la frontière algéro-marocaine. Entre 

32 o 45’ et 35 o 49’ de latitude Nord et entre 

00 o 32’ et 02 o de longitude Ouest. Le choix 

des stations est néanmoins orienté par la présence 

d’Atriplex halimus. La consultation des 

travaux précédents, ainsi que les sorties sur le 

terrain nous ont montré que les peuplements 

Figure 1 – Localisation des stations d’étude en Algérie. 

Légende de la carte : 

Routes : 

Limite d’Etat 

o Agglomération 

Principale 

Secondaire 

Oued 

Retenue, Sebkha, Chott 

Zones d’étude 

* Stations 

100 Km 


N 


à Atriplex halimus occupent de vastes espaces 

en Oranie, soit dans les régions steppiques au 

sud d’El Aricha (Chott El-Gharbi), soit dans 

les zones littorales (au nord de Remchi en particulier). 

Nous avons donc choisi deux 

groupes de stations appartenant à deux zones 

différentes : 

• Zone I (au nord) : elle est située entre les 

monts des Traras au nord-ouest et Djebel 

Murdjadjo au nord-est d’une part, et entre 

les monts de Tlemcen au sud-ouest et les 

monts du Tessala au sud-est d’autre part (stations 

de Béni-Saf et Messerghine). 

• Zone II (au sud) : elle fait partie des hautes 

plaines steppiques, et plus précisément la 

région du Chott El-Gharbi, qui est ouverte 

au nord sur les chaînons des monts de Tlemcen 

(Djebel El Abed et Djebel Mekaïdou). 

Elle est limitée au sud par l’Atlas saharien 

formé par le Djebel El Arar, Djebel Kerrouch 

et Djebel Bou-Amoud. À l’est vers 

Mécheria, la région est limitée par le Chott- 

Echergui. La partie centrale est formée par 

Beni Saf 

E l K a s d ir 1 

** 

R e mc h i 

** 

* 

El Amria 

Messerghine 

75


76 

des cuvettes. Les agglomérations de Mekmen 

Benamar, Ouglat Abdelmoula et El 

Kasdir s’insèrent dans cette zone (stations 

d’El Kasdir 01 et El Kasdir 02). 

2. Variables climatiques 

Nous avons utilisé les données de précipitations 

et de températures pour tracer les diagrammes 

ombrothermiques de Bagnouls et 

Gaussen afin d’exprimer l’intensité de sécheresse, 

de même que nous avons calculé le Q 2 

d’Emberger afin de positionner les stations 

météorologiques des deux zones d’étude à travers 

les étages bioclimatiques du climagramme 

pluviothermique d’Emberger. Les 

valeurs extrêmes des températures ont été utilisées 

: M (moyenne des maxima du mois le 

plus chaud) et m (moyenne des minima du 

mois le plus froid), pour connaître l’amplitude 

thermique au sens de Debrach (1953). 

3. Variables édaphiques 

Pour chaque station des deux zones étudiées, 

nous avons pris deux échantillons au niveau 

de l’horizon superficiel là où les racines existent. 

Plusieurs auteurs s’accordent pour reconnaître 

qu’en milieu salé, l’appareil racinaire 

est très superficiel (Adriani 1954 ; Devaux 

1964 ; Nichabouri 1967 ; Nichabouri & Corre 

1970). Dans ces échantillons ont été mesurés : 

la granulométrie, le pH, la salinité et la 

matière organique. 

4. Végétation 

La méthode utilisée pour l’échantillonnage de 

la végétation est celle de Braun-Blanquet 

(1932) et de Guinochet (1973) dit Stigmatiste. 

Elle a été utilisée par plusieurs phytosociologues. 

La surface du relevé doit être au 

moins égale à l’aire minimale (Godron et al. 

1983), contenant la quasi-totalité des espèces 

présentes (Chaâbane 1993). 

L’aire minimale de la station de Messerghine 

est de 32 m 2 , pour la station de Béni-saf, cette 

surface est de 64 m 2 , alors qu’elle est de 

128 m 2 pour les stations d’El Kasdir 01 et El 

Kasdir 02. L’exécution des relevés est accompagnée 

de l’enregistrement des caractères stationnels 

(lieu, altitude, exposition, substrat 

géomorphologie, pente et taux de recouvrement). 

Chaque espèce présente doit être affectée 

de deux indices. Le premier concerne 

l’abondance-dominance, le second représente 

la sociabilité (échelles de Braun-Blanquet 

1952). La détermination des taxons a été faite 

à partir de la nouvelle flore de l’Algérie et des 

régions désertiques méridionales de Quezel & 

Santa (1962, 1963) et celle de Bonnier (1990). 

L’utilisation de cette approche méthodologique 

a permis l’élaboration de tableaux floristiques 

pour chaque station. 

Ce travail porte également sur l’analyse par 

l’AFC des groupements à Atriplex halimus de 

la Sebkha d’Oran et de la steppe (Chott El- 

Gharbi). Ces peuplements semblent principalement 

être liés essentiellement aux facteurs 

écologiques et anthropiques. L’outil statistique 

peut nous aider à déterminer quelques 

facteurs d’ordre écologique qui régissent la 

composition floristique des Atriplexaies de 

nos régions. Celui-ci a été appliqué sur trois 

stations, notamment : Messerghine, Béni-Saf 

et El Kasdir 01. Ceci a permis la mise en évidence 

de gradients écologiques intervenants 

dans la structuration des phytocénoses de 

chaque station. 

La flore inventoriée dans les différentes stations 

sera aussi étudiée du point de vue biologique 

(Raunkiaer 1934). Nous avons tenu 

compte en plus de la présence des espèces, de 

leur abondance-dominance. Pour une espèce 

donnée, on calcule la somme de ses coefficients 

d’abondance-dominance dans les différents 

relevés, puis on la divise par le total 

des sommes des coefficients d’abondancedominance 

de toutes les espèces présentes 

dans une station. On obtient approximativement 

le pourcentage de l’espace occupé par 

cette espèce parmi la surface occupée par 

l’ensemble de la végétation et qu’on appelle : 

abondance relative. Cette démarche sera très 

informative, puisque deux espèces présentes 

dans une station n’occupent pas forcément la 

même surface. 

Résultats 

1. Variables climatiques 

La comparaison du point de vue climatique 

entre la zone nord et la zone sud de Tlemcen 

révèle : 

• une durée de sécheresse plus longue pour la 

zone sud (8 à 9 mois), par rapport à la zone 

nord qui est de 6 à 7 mois ; 

• une amplitude thermique au sens de Debrach 

(1953) élevée pour la zone sud, entre 34 o C 


et 36 oC (climat continental), alors que pour 

la zone nord, elle ne dépasse pas les 27 oC enregistrée à la station de Sénia (climat littoral) 

; 

• selon le climagramme d’Emberger, les stations 

des deux zones appartiennent à deux 

étages bioclimatiques différents : 

– zone nord : semi-aride supérieur ou inférieur 

; 

– zone sud : aride supérieur ou inférieur. 

On remarque par ailleurs que cette chénopodiacée 

est adaptée aux différentes conditions 

climatiques. Pour Franclet & Le Houérou 

(1971), Atriplex halimus se trouve presque sur 

tous les étages bioclimatiques, subhumide, 



humide, aride, semi-aride, saharien supérieur 

et inférieur. La tendance du climat à l’aridité, 

qui est plus accentuée dans la région du Chott 

El-Gharbi, peut avoir des influences sur le 

cortège floristique des Atriplexaies. Une 

minorité d’espèces végétales peuvent s’adapter 

à ces conditions. 

2. Variables édaphiques 

(tableaux 1 et 2) 

La texture des échantillons du sol analysé des 

deux zones présente un pourcentage important 

de sable (jusqu’à 70 %), la quantité du 

limon est non négligeable. Le pH est alcalin, 

Tableau 1 – Résultats des analyses physico-chimiques du sol des stations situées au nord de Tlemcen. 

Stations Messerghine Béni-Saf 

Échantillons 1 2 3 4 

Granulométrie % 

Sable 70,0 86,0 61,9 67,9 

Limon 29,2 12,1 36,2 31,6 

Argile 0,8 1,9 1,9 0,5 

Type de texture Sableuse Sableuse Sablo-limoneuse Sablo-limoneuse 

pH 8,9 8,9 8,8 9,1 

Appréciation Basique Basique Basique Basique 

C.E mS/cm 1,2 0,9 0,9 1,2 

Estimation de la salinité Salé Peu salé Peu salé Peu salé 

CaCO 3 (%) 20,6 39,9 19,2 16,7 

Quantité Moyenne Forte Moyenne Moyenne 

Couleur 7,5 YR 5/3 7,5 YR 5/4 7,5 YR 5/4 7,5 YR 5/4 

Matière organique 1,183 1,142 1,107 0,928 

Humus 2,04 1,97 1,91 1,60 

Estimation Moyenne Moyenne Moyenne Faible 

Tableau 2 – Résultats des analyses physico-chimiques du sol des stations situées au Sud de Tlemcen 

Stations El Kasdir 01 El Kasdir 02 

Échantillons 5 6 7 8 

Granulométrie % 

Sable 29,0 41,8 26,0 46,1 

Limon 55,0 45,8 58,0 42,3 

Argile 16,0 12,4 16,0 11,6 

Type de texture Limono-sableuse Limono-sableuse Limono-sableuse Limono-sableuse 

pH 7,9 7,8 7,9 7,9 

Appréciation Basique Basique Basique Basique 

C.E mS/cm 1,8 1,1 1,3 1,1 

Estimation de la salinité Salé Peu salé Salé Peu salé 

CaCO 3 (%) 23,1 25,7 20,3 20,4 

Quantité Moyenne Moyenne Moyenne Moyenne 

Couleur 7,5 YR 6/4 7,5 YR 6/4 7,5 YR 6/6 7,5 YR 6/6 

Matière organique 1,107 0,457 0,378 0,493 

Humus 1,908 0,818 0,651 0,849 

Estimation Faible Très faible Très faible Très faible 

77


78 

il oscille entre 8,8 et 9,1 pour les stations de 

la zone nord, et entre 7,8 et 7,9 pour la zone 

sud. L’alcalinité est plus marquée au Nord. Le 

pH ne suit pas forcément la salinité du substrat, 

il peut être lié à la quantité du calcaire 

présente dans le sol (Sari Ali 2004), d’ailleurs 

le calcaire présente des quantités plus importantes 

dans la zone nord, où il dépasse parfois 

les 30 %, ce qui n’est pas le cas pour la zone 

sud (20 à 25 %). En général, on remarque que 

la salinité dans la zone sud est plus élevée que 

dans la zone nord (sauf station de Messerghine). 

La conductivité électrique est comprise 

entre 1,1 et 1,8 mS/cm dans les stations 

de la zone sud, alors que pour la zone nord, 

elle varie entre 0,9 et 1,2 mS/cm. Le taux de 

matière organique est en majorité très faible 

dans la zone sud, il ne dépasse pas 1,2 % 

selon Benabadji & Bouazza (2002), la faible 

couverture végétale peut en être la cause. 

L’Atriplex halimus prospère sur tous les sols 

argileux, gypseux, marneux et halomorphes, 

mais il se situe le plus souvent autour des 

Chotts où il existe une forte tendance à la salinité 

(Benabadji et al. 2004-a). 

Soltner (1992) confirme bien que les sols 

salés et sodiques se rencontrent autour des 

grandes dépressions salées, la Sebkha et les 

Chotts en Afrique du Nord. 

3. Végétation 

3.1 Analyse de la composition floristique 

STATION MESSERGHINE 

Dans cette station, l’Atriplex halimus s’accompagne 

de nombreuses autres espèces 

d’halophytes telles que : Salsola kali, Salsola 

tetragona et Arthrocnemum glaucum. Il est à 

noter que de bonnes touffes d’Atriplex halimus 

caractérisent cette station. Cette densité 

élevée des peuplements à Atriplex halimus est 

due à leur proximité de la ligne de chemin de 

fer, qui permet à ce site d’être à l’abri du troupeau. 

On remarque aussi que la strate arborée 

n’est représentée que par l’espèce Tamarix 

gallica. Sari Ali (2004) affirmait qu’à l’exception 

de Tamarix gallica, les formations 

arborescentes sont pratiquement exclues en 

général de ce type de milieux salés. 

STATION BÉNI-SAF 

Cette station riche en espèces (51) est dominée 

par Atriplex halimus et Tamarix gallica 

sur les rives de la Tafna, ils accusent une 

abondance-dominance relativement élevée 

(coefficient 2). Au niveau de cette station 

proche de la mer (15 km), nous avons une 

interpénétration des formations préforestières 

et de matorral dans le milieu halomorphe surtout 

en amont. Il s’agit de : Whithania frutescens, 

Medicago minima, Calycotome villosa 

subsp. intermedia et Asparagus acutifolius. 

STATION EL KASDIR 01 

Certaines espèces marquent une forte présence 

dans les vingt relevés floristiques effectués, 

citons : Atriplex halimus (17/20), Noaea 

mucronata (18/20), Salsola vermiculata 

(15/20) et Lygeum spartum (15/20). Ces 

espèces vivaces s’installent dans les parties les 

plus basses des dépressions où les mécanismes 

d’évaporation favorisent le développement 

d’efflorescences de gypse et de 

nitrates (Benabadji 1999). Il y a aussi 

quelques annuelles telles que : Astragalus 

scorpioides, Plantago ovata et Schismus barbatus. 

STATION EL KASDIR 02 

Les espèces qui marquent une forte présence 

dans les relevés floristiques sont : Peganum 

harmala (13/20), Noaea mucronata (13/20), 

Atriplex halimus (10/20), Salsola vermiculata 

(11/20) et Lygeum spartum (08/20). Le taux 

de recouvrement ne dépasse pas 5 % dans 

cette station, et on remarque que la présence 

de Peganum harmala est élevée. Il semblerait 

aussi que cette espèce envahissante tende de 

plus en plus à gagner du terrain dans les hauts 

plateaux en général, au niveau du Chott El- 

Gharbi particulièrement. Pour Nedjraoui et al. 

(1999) « l’apparition d’unités de Peganum 

harmala indique un surpâturage et montre 

l’ampleur de l’action anthropozoïque ». 

Noaea mucronata et Salsola vermiculata 

accusent une forte présence également (13/20 

et 11/20), ce qui ne semble pas être le cas 

pour la poacée vivace Lygeum spartum présente 

huit fois dans les relevés. 

3.2 Types biologiques (tableau 3) 

Pour les stations de Messerghine et Béni-Saf, 

les thérophytes dominent soit en nombre d’espèces 

(présence) ou en abondance relative. 

Pour la présence on a enregistré 53,6 % pour 

Messerghine et 52,9 % pour Béni-Saf. En ce 

qui concerne l’abondance relative, on a enregistré 

52,6 % pour Messerghine et 45,5 % 

pour Béni-Saf. Sauvage (1960), Gaussen 

(1963), Nègre (1966), Daget (1980) et Barbero 

et al. (1990) présentent la thérophytie 

comme étant une forme de résistance à la 


sécheresse, ainsi qu’aux fortes températures 

des milieux arides et un stade de dégradation 

ultime (Quézel 2000). Cette thérophytisation 

est liée encore aux perturbations du milieu par 

le pâturage. Floret et al. (1992) signalent que 

plus un système est influencé par l’homme 

(surpâturage, culture), plus les thérophytes y 

prennent de l’importance. On remarque pour 

la station de Messerghine que les hémicryptophytes 

et les géophytes qui ont un même 

pourcentage de présence (7,1 %) diffèrent en 

abondance relative : 4,8 % pour les hémicryptophytes 

et 2,2 % pour les géophytes. 

Pour la station de Béni-Saf malgré la participation 

faible des espèces phanérogames 

(5,9 %), elles occupent une surface significative 

(11,5 %). 

Au sud, les formations à Atriplexaies (station 

El Kasdir 01 et El Kasdir 02) sont dominées 

par des chamaephytes. Elles dominent surtout 

en abondance relative : 59,1 % pour El Kasdir 

01 et 78,7 % pour El Kasdir 02. On 

remarque aussi que les espèces phanérophytes 

sont absentes. Pour Benabadji & Bouazza 

(2002), les chamaephytes s’adaptent mieux 

que les phanérophytes à la sécheresse, elles 

sont en effet plus xérophiles. Benabadji et al. 

(2004-b) signalent que le pâturage favorise 

d’une manière globale les chamaephytes souvent 

refusées par le troupeau. Les hémicrytophytes 

sont absentes aussi ; cela peut s’expliquer 

par la pauvreté du sol en matière 

organique ; phénomène confirmé par Barbéro 

et al. (1989). 

Deux espèces représentent les géophytes, il 

s’agit de Stipa tenacissima et Lygeum spartum. 

Danin & Orshan (1990) trouvent des 

proportions plus importantes en géophytes en 

domaine méditerranéen que steppique. 



Tableau 3 – Répartition des types biologiques au niveau des stations situées au nord et au sud de Tlemcen. 

Nord Sud 

Messerghine Béni-Saf El Kasdir 01 El Kasdir 02 

Types biologiques % présence % Ab.re % présence % Ab.re % présence % Ab.re % présence % Ab.re 

Thérophytes 53,6 52,6 52,9 45,5 43,5 27,9 41,2 11,1 

Chamaephytes 28,6 38,9 29,4 33,0 47,8 59,1 47,1 78,7 

Hémicryptophytes 07,1 04,8 05,9 01,5 00,0 00,0 00,0 00,0 

Géophytes 07,1 02,2 05,9 08,5 08,7 13,0 11,7 10,2 

Phanérophytes 03,6 01,5 05,9 11,5 00,0 00,0 00,0 00,0 

Ab.re : Abondance relative 

3.3 Discrimination par l’AFC 

3.3.1 STATION MESSERGHINE (figure 2) 

Interprétation de l’Axe 1: 

Valeur propre : 4,6 

Taux d’inertie : 22,9 % 

Du côté positif de l’axe s’individualise un 

groupe d’espèces relevant du domaine préforestier 

et indiquant un milieu humide plus 

ou moins riche en matière organique : Medicago 

minima (1,1), Echium vulgare (1), Pallenis 

spinosa (1), Convolvulus althaeoïdes (1) 

et Trifolium angustifolium (0,9). Dans ce cas 

on peut dire que ce côté de l’axe 1 exprime 

vraisemblablement des teneurs relativement 

élevées en humidité et en matière organique. 

Du côté négatif, trois espèces halophytes : 

Atriplex halimus (– 2,9), Halogeton sativus 

(− 1,4) et Salsola kali (– 1,2) accompagnent 

deux thérophytes : Bellis annua (– 1,4) et 

Malva sylvestris (– 1,3). On peut remarquer 

sur le plan phytosociologique que cet axe 

Figure 2 – Plan factoriel des espèces, station Messerghine (Axe 1 – Axe 2) 

Axe 2 

3 

2 

1 

0 

– 1 


ah 

Nitrates 


Thérophytisation et salinité 

hs 

sk 

ba 

ms 

jm 


Axe 1 

st 

pl 

0 

ss 

ha 

arg 

Humidité, matière organique 

at br 

ag cl 

tg sf 

sam 

ta 

pr cal 

ps 

al 

sm mm 

ev 

bd ca 

1 

79


80 

oppose les espèces caractéristiques des Salsolatum 

vermiculatea telles que : Halogeton 

sativus, Salsola kali, Salsola tetragona, Juncus 

martitimus et Atriplex glauca aux caractéristiques 

des Atrplico-halimi-Suaedatum 

fruticosae, telles que : Aeluropus littoralis, 

Echium vulgare, Halopeplis amplexicaulis et 

Suaeda mollis. 

Interprétation de l’Axe 2 : 



Du côté positif de l’axe 2, des espèces halophytes 

(chénopodiacées) représentées par 

Arthrocnemum glaucum (3,4), Salsola tetragona 

(2,2), Salsola kali (1) et Halopeplis 

amplexicaulis (0,9), sont suivies par deux 

autres espèces thérophytes des terres de culture 

: Plantago lagopus (0,9) et Scabiosa stellata 

(1). Du côté négatif de cet axe, nous 

avons un gradient nitratophile croissant, car la 

majorité des espèces sont celles des milieux 

préforestiers : Sanguisorba minor (– 1), Brachypodium 

distachyum (– 0,8), Bromus 

rubens (– 0,8), Aegilops triuncialis (– 0,8) et 

Malva sylvestris (– 0,7). 

3.3.2 STATION BENI-SAF (figure 3) 



Taux d’inertie : 31 % 

Dans le côté négatif de l’axe 1, se démarquent 

deux espèces : Atriplex halimus (– 4) et Tamarix 

gallica (– 3,4). Au fur et à mesure que l’on 

Figure 3 – Plan factoriel des espèces, station Béni-Saf (Axe 1 – Axe 2) 

Axe 2 

1 

0 





ah 


tg 


Salinité 

Anthropisation,Thérophytisation 

hm 


ls 

Axe 1 

eu 

aha 

suf br 

st lp 

sv 

mmes 

sk 

am 

avs 

cvi 

emo 

wf 

Dégradation 


ava 

0 

G 

progresse dans l’axe, on a une succession 

d’espèces halophytes : Lygeum spartum (– 

1,5), Salsola vermiculata (– 1,1) et Salsola 

kali (– 0,7) sont accompagnées par Hordeum 

murinum (– 2) qui est une espèce annuelle, 

Erucaria uncata (– 1,4) et Artemisia herbaalba 

(– 0,8) (espèces typiques des milieux 

steppiques). Une fois sur le côté positif de 

l’axe, on se dirige vers des formations préforestières 

et de matorral, en passant par 

Withania frutescens, Echinops spinosus, puis 

on arrive au groupe G qui est constitué de plusieurs 

espèces, dont on relève la forte contribution 

notamment de : Echium vulgare (0,6), 

Plantago lagopus (0,6), Convolvulus 

althaeoïdes (0,6) et Scolymus hispanicus 

(0,6). C’est un axe qui exprime la succession 

suivante, du côté négatif vers le côté positif : 

Halophytes → pelouses → matorral → pré 

forêt. 



Taux d’inertie : 24 % 

Le côté positif de l’axe 2 est constitué essentiellement 

d’espèces halophytes dont on 

relève la forte contribution de : Atriplex halimus 

(1,3), Tamarix gallica (1,3) et Lygeum 

spartum (1,2), qui sont suivies d’espèces des 

milieux steppiques non salés : Erucaria 

uncata et Artemisia herba-alba. Le groupe G 

est situé au centre des deux axes. Du côté 

négatif de l’axe, deux espèces thérophytiques 

se démarquent : Hordeum murinum et Avena 

alba avec leurs fortes contributions respectivement 

de – 4,1 et – 3,6 marquant un gradient 

de thérophytisation et d’anthropisation. 

3.3.3 STATION EL KASDIR 01 (figure 4) 




Présentant un taux d’inertie de 43 %, cet axe 

exprime la salinité et particulièrement la 

dégradation. Du côté négatif : les espèces 

Atriplex halimus (– 2,3), Noaea mucronata 

(− 1,9), Salsola vermiculata (– 1,5) et Lygeum 

spartum (– 1,2) présentent un taux de contribution 

élevé. Du côté positif sont concentrées 

la majorité des annuelles steppiques des terrains 

non salés. 

Côté positif → Thérophytes des steppes non 

salées 

Côté négatif → Chamaephytes des steppes 

salées 





La part la plus importante de l’information a 

été exprimée comme nous venons de le voir 

dans l’axe 1. Dans l’axe 2, la majorité des 

espèces se concentrent dans des valeurs de 

contribution entre – 1 et + 1, ce sont des 

taxons vivaces des milieux salés, accompagnés 

par des espèces annuelles que l’on peut 

rencontrer dans les milieux salés et non salés. 

On distingue aussi six espèces qui s’opposent 

de part et d’autre de l’axe : les espèces Atriplex 

halimus, Atriplex dimorphostegia et 

Plantago ovata, avec des valeurs de contributions 

de – 1,2, – 1,8 et – 1,80, s’opposent au 

groupe d’espèces steppiques Stipa tenacissima 

(1,7) et Pseudocytisus integrifolius (1,8) 

en compagnie de Helianthemum apertum 

(1,5), indicatrice du matorral. 

Discussion et conclusion 

Au terme de ce travail nous pouvons remarquer 

: 

L’approche bioclimatique a montré l’existence 

d’un gradient pluviométrique décroissant 

du nord au sud qui peut être considéré 

comme facteur de réduction de la diversité 

floristique des Atriplexaies. Ces dernières 

évoluent dans leur globalité et leur diversité 

dans un modèle géo-systémique en position 

de confrontation de deux aires bioclimatiques 

antagonistes. Au sud de Tlemcen (El Kasdir), 

une façade sous contrôle des influences sahariennes. 

Au nord, un front bénéficiant de la 

fraîcheur méditerranéenne, en particulier pour 

les stations de Messerghine et Béni-Saf. À 

cette échelle, la dissymétrie bioclimatique 

impose l’hybridité phytogéographique localement 

modifiée par le compartimentage topographique, 

et aussi par les contrastes orographiques. 

Concernant les sols, les échantillons des deux 

zones présentent un pourcentage important de 

sables et une quantité non négligeable de 

limons, caractérisant ainsi une texture limonosableuse 

à sablo-limoneuse excepté la station 

de Messerghine qui présente une texture 

sableuse. Le calcaire présente des quantités 

plus importantes dans la zone nord où il 

dépasse les 30 % à Messerghine, alors que 

dans la zone sud, il est situé entre 20 et 25 %. 

La salinité dans la zone sud est plus élevée 



Figure 4 – Plan factoriel des espèces, station El Kasdir 01 (Axe 1 – Axe 2) 

Axe 2 

2 

1 

0 



ah 

nm 

sv 

– 2 – 1 0 1 

Axe 1 

que dans la zone nord, excepté la station de 

Messerghine dont la salinité est aussi importante 

car elle est proche de la Sebkha d’Oran. 

La différence entre les deux zones du point de 

vue pédologique s’avère plus nette en ce qui 

concerne la quantité de matière organique qui 

est pour la plupart des cas très faible dans la 

zone sud, surtout dans la station El Kasdir 02, 

où elle ne dépasse pas 0,493 %, cela est dû 

essentiellement au faible taux de recouvrement 

par la couverture végétale. 

L’étude floristique réalisée sur les deux zones 

nous a permis d’avancer dans la démarche de 

comparaison entre les stations des deux zones. 

Pour la zone nord, le taux de recouvrement 

oscille entre 20 et 30 %. Dans la station de 

Messerghine, on a une dominance d’Atriplex 

halimus, Salsola kali, Salsola tetragona et 

Arthrocnemum glaucum, d’où la conservation 

du caractère halophile de la végétation de 

cette station. Dans la station de Béni-Saf, la 

matorralisation et l’anthropisation marquent 

le paysage floristique : interpénétration entre 

les sujets préforestiers et halophytes. Pour les 

types biologiques, les thérophytes dominent à 

Messerghine et Béni-Saf. 

Le cortège floristique de la zone sud (Chott 

El-Gharbi) est marqué par sa pauvreté (taux 

de recouvrement qui ne dépasse pas 5 % dans 

la station d’El Kasdir 02). Ce cortège est 

constitué d’espèces steppiques généralement 

vivaces adaptées aux conditions climatiques 

de cette zone : les chamaephytes dominent en 

tenant compte de leur abondance relative 

(59,1 % pour El Kasdir 01 et 78,7 % pour El 

ha 

Steppisation 

ls 

Anthropisation 

pi stt 

suf 

Steppe salée dégradée 

po 

ph 

ac mp 

eu ap 

ad 

arg 

hc 

as 

af 

ars 

sb 

aha 

alp 

81


82 

Kasdir 02). En outre, le surpâturage déjà 

signalé dans plusieurs travaux de Benabadji 

& Bouazza (2001 et 2002) dans cette zone, 

est en train de modifier la physionomie du 

tapis végétal où Peganum harmala, espèce 

toxique, semble par endroits occuper de plus 

en plus le terrain. 

L’AFC sur les espèces révèle : pour la zone 

nord, au niveau de la station de Messerghine, 

c’est le facteur édaphique (humidité, M.O et 

salinité) qui explique les gradients formés par 

les groupes d’espèces, alors qu’à Béni-Saf, le 

facteur humain (action anthropique) est en 

grande partie à l’origine de la distribution des 

espèces. 

Pour la zone sud, et plus exactement la station 

d’El Kasdir 01, c’est à la fois le facteur édaphique 

(salinité) et le facteur anthropique qui 

semblent gérer la distribution des taxons. 

Au regard de l’importance de l’Atriplex halimus 

comme patrimoine national écologique 

et économique, il serait intéressant de poursuivre 

ce travail en multipliant les stations 

d’études tant au nord sur les côtes oranaises 

qu’au sud du côté du Chott Echergui vers El- 

Bayadh. L’intérêt que l’on doit porter à ces 

formations à Atriplex halimus est confirmé 

par le mauvais état de ses peuplements. La 

sécheresse qui perdure en Algérie depuis plusieurs 

années les rend vulnérables et sensibles 

à toutes les perturbations du milieu. Certaines 

espèces sont rares dans ces Atriplexaies et 

nécessitent une protection sans laquelle elles 

risqueraient de disparaître. Les cortèges floristiques 

dégradés témoignent des conditions 

biotiques et abiotiques en particulier dans la 

zone sud (El Kasdir 01 et El Kasdir 02). Une 

politique de préservation de ses habitats et par 

conséquent la sauvegarde de cette flore fragilisée 

par l’homme demeure indispensable 

dans ces zones, elle prendra en compte les 

préoccupations socio-économiques des populations 

de la région. 

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83


84 

ANNEXE – Codage des taxons inventoriés 

Taxons Code Taxons Code 

Atriplex halimus ah Galactites tomentosa gt 

Atriplex glauca ag Helianthemum apertum ho 

Atriplex dimorphostegia ad Halopeplis amplexicaulis ha 

Asteriscus maritimus am Hedypnois cretica hc 

Avena alba ava Hordeum murinum hm 

Avena sterilis avs Hedera helix hh 

Anagallis arvensis subsp.latifolia anr Halogeton sativus hs 

Atractylis carduus acr Juncus maritimus jm 

Agropyron repens ar Lygeum spartum ls 

Artemisia herba-alba aha Limonium pruinosum lp 

Asparagus acutifolius aac Lavendula dentata ld 

Arthrocnemum glaucum arg Malva sylvestris ms 

Aeluropus littoralis al Medicago minima mm 

Asparagus stipularis ast Muricaria prostrata mp 

Arthrophytum scoparium ars Noaea mucronata nm 

Alyssum parviflorum alp Onobrychis alba oa 

Astragalus pentaglottis ap Papaver rhoeas pr 

Atractylis cancellata ac Peganum harmala ph 

Astragalus scorpioides as Plantago ovata po 

Atractylis flava af Plantago lagopus pl 

Aegilops triuncialis at Pallenis spinosa ps 

Bromus rubens br Phalaris bulbosa pb 

Ballota hirsuta bh Pseudocytisus integrifolius pi 

Bellis annua ba Stipa tenacissima stt 

Brachypodium distachyum bd Scabiosa stellata ss 

Chrysanthemum grandiflorum cg Sanguisorba minor sam 

Chrysanthemum coronarium cco Sinapis arvensis sa 

Convolvulus althaeoides cal Salsola vermiculata sv 

Carthamus caerulens cc Salsola tetragona st 

Calycotome villosa subsp. intermedia cvi Salsola kali sk 

Centaurea solstitialis cso Schismus barbatus sb 

Calendula arvensis ca Salicornia fruticosa sf 

Centaurea pullata cp Scolymus hispanicus sh 

Cistanche lutea cl Suaeda mollis sm 

Cephalaria leucantha cel Suaeda fruticosa suf 

Daucus carota dc Senecio gallicus sg 

Erucaria uncata eu Thapsia garganica thg 

Echium vulgare ev Trifolium angustifolium ta 

Erodium moschatum emo Tamarix gallica tg 

Echinops spinosus es Withania frutescens wf 

Eryngium maritimum em 


Heavy Metals in Tailings, 

Soils and Vegetation 

of an Abandoned Lead Mine Land in Morocco 

Les métaux lourds dans les haldes les sols et la végétation 

de la mine abandonnée de Zaida au Maroc 

Summary 

The High Moulouya is a region where mining 

industry has been developed at the beginning 

of the 20th century. Residues generated from 

past mining activities have been dumped over 

the years as tailing ponds. The goal of this 

research was to determine the concentrations 

of three metal trace elements (MTE) in the tailings, 

in two plant species (Stipa tenacissima and 

Artemisia herba-alba) and soils surrounding 

these deposits. Lead, copper, and zinc have been 

specifically considered. Chemical analyses have 

been achieved using ICP-AES. Results showed 

significant concentration of Pb in mining 

residues and vegetation that colonize the surrounding 

area. Concentrations of the three 

heavy metals in soil and plant samples were 

minimal at 1 km from the piles of tailings. The 

maximum accumulation of metals within the 50- 

200 m zone suggests that the surrounding vegetation 

forms a wind erosion obstacle resulting 

in metal dust deposition. 

Keywords: Morocco, High Moulouya, Lead Mine 

Land, Heavy Metals, Contamination. 


Résumé 

Bouamar BAGHDAD1 , Mustapha NAIMI1 , 

Abdelhak BOUABDLI2 , Philippe SONNET3 and Stanley LUTTS3 1. Hassan II Institute of Agronomy and Veterinary Medicine, BP 6202, 

Madinat Al Irfane, 10101 Rabat, Morocco 

2. Faculty of Sciences, Department of Geology, 

University Ibn Tofaïl, 1074 Kenitra, Morocco 

3. Faculty of bio-engineering, agronomy and environment, UCL, 

1348 Louvain-la-Neuve, Belgium 

Corresponding author: 

Bouamar Baghdad 

E-mail: b.baghdad@iav.ac.ma 

La Haute Moulouya est une région où l’exploitation 

minière a été développée depuis le début 

du XX e siècle. De ce fait, les résidus miniers générés 

par l’activité minière ont été disposés en 

haldes. Le but de cette recherche est de déterminer 

la quantité de trois éléments traces métalliques 

(ETM) dans les haldes, dans la végétation 

steppique et les sols avoisinant ces dépôts. Le 

plomb (Pb), le cuivre (Cu) et le zinc (Zn) ont été 

spécifiquement considérés. Les analyses chimiques 

ont été faites par ICP-AES. Les résultats 

d’analyse ont montré la présence de Pb en 

concentrations élevées dans les résidus miniers 

et dans la végétation qui colonise les sols avoisinants. 

Les concentrations en Cu, Pb et Zn dans 

les échantillons de sols et de plantes sont minimales 

à 1 km des haldes. L’accumulation maximale 

des métaux dans la zone 50-200 m suggère 

que la végétation environnante forme un obstacle 

à l’érosion éolienne qui provoque le dépôt 

de la poussière métallique. 

Mots clés : contamination, métaux lourds, mine de 

plomb, Haute Moulouya, Maroc. 

85

BOUAMAR BAGHDAD, MUSTAPHA NAIMI, ABDELHAK BOUABDLI, PHILIPPE SONNET, STANLEY LUTTS 

86 

Introduction 

The High Moulouya region is the most important 

mining district in Morocco and has a long 

history of mining which started early in the 

20 th century. The High Moulouya region (Figure 

1) forms the western margin of the eastern 

meseta, which is made up of two Paleozoic 

massifs whose setting caused the 

formation of several major poly-metallic 

deposits. The main ore mineral found in this 

district are galena, blend, pyrite, limonite and 

goethite (Emberger 1965). 

The beginning of the 70s was marked by a 

strong mining activity in Morocco. Lead was 

among the most exploited metals with a production 

over 170,000 tons of concentrated 

ore, which represented about 3.5% of the lead 

world production (Wadjinni 1998). In 1986, 

Zaida mining center closed ten years after the 

end of mining activities in the same time as 

other main centers such as Mibladen and 

Aouli. Presently, abandoned land mines are 

evidenced by vast deteriorated and excavated 

areas, piles of tailings, metallic residues and 

ore washing waste. Not only the landscape 

was affected, but also dumped mining 

byproducts containing significant amounts of 

Figure 1 – Geographic settings of the High Moulouya. 

Figure 1 – Carte de situation. 

heavy metals that can be easily dispersed, 

washed and/or leached, creating an important 

source of contamination downstream (Jung & 

Thornton, 1996). 

Very limited studies have addressed the issue 

of contamination of the arid soils and the steppic 

vegetation in the High Moulouya. Earlier 

studies have focused almost exclusively on 

water quality (Saidi et al. 2002; Bouabdli et 

al. 2004, 2005; El Hachimi et al. 2005, 2006; 

Baghdad et al. 2005, 2006). 

The soil composition and its physicochemical 

properties play a major environmental role as 

it determines to a certain extent the metal levels 

in plants. The relationship between the 

concentration of MTE in soils and aboveground 

vegetation was never investigated 

before in this region. Vegetation in this area 

consists in a typical semi-arid steppe with 

patchy spatial distribution dominated by two 

plant species: the perennial tussock grass 

Stipa tenacissima L. and the dwarf shrub 

Artemisia herba-alba Asso. Both plant 

species are known to tolerate drought 

throughout their cycle (Balaguer et al. 2002; 

Salido et al. 2004) but data concerning heavy 

metal resistance and accumulation are crucially 

lacking. 

The present work has been undertaken to 

study the environmental impacts of mining 

residues from the abandoned lead mine of 

Zaida on soils and plants. This work was 

intended to characterize the distribution of 

lead, zinc and copper contaminants in soils 

and vegetation after being leached from the 

piles of tailings in order to assess aerial contamination 

(by dust) and to understand the 

mechanism of transfer of these MTE to the 

soils and vegetation. 

Materials and Methods 

Ten samples (each containing at least 10 individual 

plants) have been collected in the abandoned 

lead mine of Zaida for each of the two 

considered species (Figure 2): plants were 

carefully removed from the soil in order to 

maintain the root integrity. Root and shoot 

systems were analysed separately. Roots were 

gently washed in deionised water in order to 

remove soil particle adhering to the roots. 

Adjacent soil surface (0 to 10 cm) has been 

sampled too. All soil and plant tissues have 

been analysed to determine Pb, Cu and Zn 


concentration. The pH has been measured 

also in soils and tailings. 

Soil and plant samples were air-dried. Samples 

of soil have been sieved at 2 mm mesh 

and have been grounded carefully. Plant samples 

have been grounded and transferred into 

small bottles and oven dried at 60 oC until a 

constant weight has been reached. Samples 

(c.a. 2 g) were then calcinated in an oven at 

460 oC after stepwise increase of temperature 

(120, 240, 350, and 460 oC). Soil and plant 

tissues were digested by concentrated acid 

solutions (1 ml nitric acid 70% + 10 ml fluorhydric 

acid) at about 120 oC. After drying, 

perchloric acid was added (5 ml for plant tissues 

and 10 ml for soil) and evaporated at 160 

oC. After drying, minerals were dissolved in 

nitric acid 70% (1 ml) and hydrochloric acid 

38% (3 ml). Solutions were filtered and volume 

was completed with deionised water 

(H2O MQ). Quantification was performed 

using ICP-AES (Inductive Coupled Plasma- 

Atomic Emission Spectroscopy). Each sample 

was analyzed in triplicates. 


Heavy Metals in Tailings,Soils and Vegetation of an Abandoned Lead Mine Land in Morocco 

Figure 2 – Zaida mine tailings (a: tailings, b: nearby the barrens, c: 50 m, d: 200 m and e: 1000 m away from the tailings). 

b 

Acidity in soil and tailings samples was measured 

using an electrode pH meter (soil to 

water ratio was of 1/2.5) according to standard 

procedure (Lean 1982). 

Results 

a c 

d e 

Mean, maximum, and minimum concentrations 

of heavy metals in soils, tailings and 

plant species as well as pH, are summarized 

in Table 1. These data showed higher concentrations 

of heavy metals nearby the piles 

of tailings and by their surroundings. 

High concentration of lead was found in the 

tailing while the concentration of this pollutant 

remained lower at the place where the 

plants were collected. For both plant species, 

concentration remained higher in the root than 

in the shoots. As far as aerial parts of the 

plants were concerned, lead concentration 

was slightly higher in Artemisia herba-alba 

than in Stipa tenacissima. 

87


Table 1 – Lead, zinc and copper concentrations (mg kg-1 dry wt.) and pH in soil, two plant species 

(Artemisia herba-alba asso. and Stipa tenacissima L.) and piles of tailing surrounding abandoned mine land of Zaida. 

Tableau 1 – Niveaux de concentration (mg/kg matière sèche) en plomb, zinc et cuivre dans Stipa tenacissima L. et Artemisia herba 

alba asso, leur sol ou leur rejet minier correspondants et le pH du sol dans la mine abandonnée de Zaida. 

88 

Trace element mg/kg Stipa tenacissima Artemisia herba-alba 

Soil Plant Soil Plant Tailings 

Root Shoot Root Shoot 

Lead 

Mean 18.2 338.6 84.7 21.2 253.8 129.0 1872.9 

Minimum 3.0 6.4 2.8 8.8 3.4 3.9 224.2 

Maximum 63.2 1214.3 193.2 63.2 704.0 660.0 2778.5 

Zinc 

Mean 50.7 41.5 18.5 63.4 32.1 16.9 91.1 

Minimum 34.7 13.4 10.6 34.7 5.4 5.3 84.7 

Maximum 70.9 93.4 38.9 84.6 133.9 26.4 98.4 

Copper 

Mean 25.6 23.2 9.3 28.2 18.0 9.3 47.7 

Minimum 11.4 7.4 21.9 21.9 6.7 4.3 29.4 

Maximum 41.8 58.4 41.8 41.8 56.2 15.3 56.2 

pH 

Minimum 7.9 7.5 7.7 

Maximum 8.6 8.7 8.0 

In contrast to lead, concentration of zinc and 

copper was of the same order of magnitude in 

tailings on the one hand and at the sites where 

plants were harvested on the other hand. Zinc 

concentration in tailings was also more 

homogenous than lead since minimal and 

maximal values only differed by a factor of 

10%. Both species accumulated zinc to a 

comparable extent and a similar trend was 

recorded for copper. It has been noticed that 

concentrations of heavy metals in the tissues 

of the studied species were high but that all 

harvested plants clearly remained alive at the 

time of harvest. 

All recorded pH values were close to 7.0 or 

even slightly alkaline. No significant difference 

was recorded among the soils colonized 

by A. herba-alba and by S. tenacissima. 

Table 2 – Lead, zinc and copper concentrations (mg/kg dry wt.) in Stipa and Artemisia roots and stems function 

of increased distance from the tailing in abandoned mine land of Zaida. 

Tableau 2 – Concentration en plomb, zinc et cuivre (mg/kg matière sèche) dans Stipa tenacissima (S1 à S3 ) 

et Artemisia herba alba (A1 à A4 ) (racine et tige) en fonction de leur éloignement des rejets miniers. 

Trace element (mg kg -1 dry weight) Cu Zn Pb 

Artemisia herba-alba 

Nearby the tailing (A 1 ) Root 15.6 22.0 87.7 

Shoot 9.0 11.1 148.9 

50 m away from the tailing (A 2 ) Root 14.9 23.4 508.8 

Shoot 15.3 26.4 660.0 

200 m away from the tailing and downstream of quarry (A 3 ) Root 56.2 133.9 704.7 

Shoot 9.2 7.7 89.4 

1000 m away from the tailing (A 4 ) Root 12.2 10.6 5.5 

Shoot 6.1 5.3 3.9 

Stipa tenacissima 

Near by the tailing (S 1 ) Root 10.9 13.4 124.9 

Shoot 11.9 38.9 168.7 

50 m away from the tailing (S 2 ) Root 58.4 93.4 1214.3 

NB: Both species exist nearby and at 50 m away from the tailing. Beyond 50 m, only Artemisia dominates. 


A. herba-alba and S. tenacissima do not colonize 

the tailings themselves which remain 

thus as nude surfaces exposed to wind erosion 

despite the presence of a few individuals of 

Silybum marianum (L.) Gaertner. Concentrations 

of Cu, Zn and Pb in A. herba-alba and 

S. tenacissima roots and stems for four plant 

samples collected at these distances (50 m, 

200 m and 1000 m) from the tailings are given 

in Table 2. 

It has to be mentioned that for both species 

and for the three considered elements, maximal 

concentration in the plant tissues were not 

recorded nearby the tailings but 50 to 200 m 

away from them. This is especially the case 

when considering the root concentration. No 

individual belonging to S. tenacissima was 

found 200 m away from the tailing and data 

are thus given for A. herba-alba only. When 

plant samples were collected 1 km away from 

those tailings, they contained only small 

amounts of heavy metals. Not only the 

absolute concentration, but also the shoot/root 

ratio of concentrations in studied plants 

strongly varied as a function of the distance 

to the tailings. This ratio remained very low 

when the plants exhibited the highest concentration 

(50 m from the tailings for S. 

tenacissima and 200 m away from the tailing 

for A. herba-alba). 

We were thus unable to establish a clear correlation 

between heavy metal concentrations 

in roots and stems because of a high variability. 

Discussion 

The levels of contamination around the mining 

site of Zaida appeared heterogeneous, 

although the importance of heterogeneity 

depends on the type of considered heavy 

metal: maximal values for lead, zinc and copper 

(Table 2) were recorded for the tailings. 

Values recorded for Pb clearly exceeded the 

threshold level of 400 mg Kg-1 considered as 

the maximal values in soils; in most of the 

European legislation, agronomic soils should 

not contain more than 70 mg Kg-1 of total lead 

(Treme-Schaub & Feix 2006). 

To be able to interpret these higher contents 

of MTE in soils, it’s important to distinguish 

between potential contaminations and natural 

weathering (Baize 1997). The fact that total 

heavy metal concentration at the tailing level 


Heavy Metals in Tailings,Soils and Vegetation of an Abandoned Lead Mine Land in Morocco 

was high does not imply that all the quantified 

metal is available for plant absorption. 

This is especially the case for lead, which is 

commonly considered as an element exhibiting 

a low bioavailability (Alloway 1990). Soil 

acidity may strongly increase lead availability 

in contaminated areas: in general terms, 

heavy metals are available to plants in small 

amounts when the environmental conditions 

are alkaline (Hesse 1971). In the present case, 

however, soil remains neutral or slightly alkaline 

(7.5 to 8.7) and acidity therefore should 

not be a major problem increasing lead availability. 

On the other hand, soil consists in a 

sandy substrate typical of semi-arid steppe 

and thus exhibits a very low level of organic 

matter susceptible to retain lead. 

In the present study, very high levels of Pb, 

Zn and Cu have been observed in both tested 

tissues. The data appeared quite surprising for 

lead: although those plants were never 

reported as lead hyperaccumulators, it is noteworthy 

that the analyzed plants always accumulated 

this element to higher concentration 

than the surrounding substrate (Table 1). Only 

few plants were reported to be able to accumulate 

lead (Reeves & Baker 2000). Since the 

presence of lead constitutes a characteristic of 

numerous mining areas throughout the world, 

the opportunity to use these two plant species 

to help in soil decontamination should be considered 

in the future. Lead contents of A. 

herba-alba and S. tenacissima colonizing 

areas near the tailings were higher than normal 

(Kabata & Pendias 1992). This might 

suggest some kind of tolerance mechanism of 

plants as they grow normally and survive in 

spite of higher lead concentrations in soils 

(Steinborn & Breen 1999). 

Copper concentrations levels in plants were 

also higher as compared to soils and tailings. 

This implies that both species display unusual 

abilities to extract, accumulate and tolerate 

these heavy metals, even if the registered concentration 

remains lower than in classical 

hyperaccumulating plants (Fleming & Parle 

1977; Türkan et al. 1995). 

It is also noteworthy that the highest heavy 

metal concentration was found in plants growing 

at 50-200 m of the tailings and not nearby 

the tailings. It may be hypothesized that hot 

spots of contaminations were also present, not 

only on the tailing themselves, but also in the 

surrounding area. Wind erosion may have 

occurred and transport contaminated particle 

over a given distance: nevertheless, the fact 

89


90 

that root concentration of heavy metals were 

especially high in plants harvested 50 to 

200 m from the tailing suggests that plant 

exposure to heavy metal contamination did 

not result from aerial contamination through 

particle transported to the plant foliage but 

rather, than contaminant are present in the 

substrate (as a result of erosion occurring 

before plant development). 

The restriction of heavy metal translocation 

from roots to shoots is a well-known strategy 

adopted by plant to cope with high external 

contamination in order to protect photosynthetic 

tissues from heavy metal accumulation 

(Brune Urbach & Dietz 1995). It may be 

hypothesized that the transporter involved in 

xylem loading are saturated while those 

involved in root absorption were not, thus 

leadi

Vol. 32 – 2006 - Ecologia Mediterranea

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